Integriertes Umweltkostenmanagement: Bezugsrahmen und Konzeption fur eine okologisch nachhaltige Unternehmensfuhrung

Heinz Karl Prammer

Integriertes Umweltkostenmanagement Bezugsrahmen und Konzeption für eine ökologisch nachhaltige Unternehmensführung

RESEARCH

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Habilitationsschrift Universität Linz 2008 Gedruckt mit Unterstützung des Bundesministeriums für Wissenschaft und Forschung in Wien

1. Auflage 2009 Alle Rechte vorbehalten © Gabler | GWV Fachverlage GmbH, Wiesbaden 2009 Lektorat: Claudia Jeske | Jutta Hinrichsen Gabler ist Teil der Fachverlagsgruppe Springer Science+Business Media. www.gabler.de Das Werk einschließlich aller seiner Teile ist urheberrechtlich geschützt. Jede Verwertung außerhalb der engen Grenzen des Urheberrechtsgesetzes ist ohne Zustimmung des Verlags unzulässig und strafbar. Das gilt insbesondere für Vervielfältigungen, Übersetzungen, Mikroverfilmungen und die Einspeicherung und Verarbeitung in elektronischen Systemen. Die Wiedergabe von Gebrauchsnamen, Handelsnamen, Warenbezeichnungen usw. in diesem Werk berechtigt auch ohne besondere Kennzeichnung nicht zu der Annahme, dass solche Namen im Sinne der Warenzeichen- und Markenschutz-Gesetzgebung als frei zu betrachten wären und daher von jedermann benutzt werden dürften. Umschlaggestaltung: KünkelLopka Medienentwicklung, Heidelberg Gedruckt auf säurefreiem und chlorfrei gebleichtem Papier Printed in Germany ISBN 978-3-8349-1690-7

Für Christoph Heinz

Vorwort Geltender ökonomischer Logik folgend, schreitet die weltweite Übernutzung der natürlichen Umwelt mit großen Schritten voran. Auch wenn zur Zeit andere Fragen die politische Diskussion dominieren, weist vieles darauf hin, dass die Erhaltung der natürlichen Lebensgrundlagen auf unserem Planeten Erde in diesem Jahrhundert zu einer existentiellen Herausforderung der Menschheit werden wird. Nach wie vor dominiert die Sichtweise, dass der Schutz von Natur und Umwelt nicht Aufgabe der Wirtschaft, sondern Aufgabe der Politik ist. Diese scheint aber insbesondere im Bereich der internationalen Umweltpolitik zu versagen, indem sie geeigneten Rahmenbedingungen nicht oder nur zögerlich schafft. Im Rahmen der marktwirtschaftlichen Ordnung kommt deshalb gegenwärtig den Unternehmungen eine besondere Verantwortung in den Bemühungen um die Neu- bzw. Rückgewinnung des „humanen Maßes“ in den Wirtschafts- und Lebensbeziehungen der Menschen zu. Vor allem große Unternehmungen betrachten diese Bemühungen – vielfach unter dem Stichwort „Corporate Sustainability“ thematisiert – bereits als ernstzunehmende gesellschaftliche Herausforderung. Der Schritt von der verbalen Anerkennung zur nachhaltigkeitsorientierten Leistung und Rechenschaftslegung wird jedoch nur schleppend vollzogen. In den letzten 20 Jahren wurden im Rahmen der Betriebswirtschaftslehre eine geradezu unübersehbare Fülle von Einzelbeiträgen zur umwelt- und nachhaltigkeitsorientierten Unternehmensführung verfasst. Ein tieferer Blick in die erschienenen (Lehr-)Bücher und Aufsätze offenbart ein mehr oder weniger unverbundenes Nebeneinander von unterschiedlichsten, auch „außerökonomischer“ Ansätzen; darunter auch Diskussionen zur Kernfrage: Warum sollen sich Unternehmen überhaupt nachhaltig verhalten? Die Chance einer nachhaltigkeitsorientierten Unternehmensführung liegt in der Zusammenschau scheinbar konkurrierender Ansätze und Perspektiven. Ein Anliegen des vorliegenden Werkes ist es daher, einen Bezugsrahmen zur (ökologisch) nachhaltigkeitsorientierten strategischen Steuerung zu spannen sowie – darauf aufbauend – ein Konzept vorzustellen, das alle relevanten Teilbereiche des Unternehmens unter besonderer Berücksichtigung des Rechnungswesen umfasst und diese hinsichtlich ihres Umwelt- und Nachhaltigkeitsbezugs zu diskutieren. Zu einem umfassendes Konzept gehört auch eine lehrgeschichtliche Einordnung des Bildes von „Natur“ und „Umwelt“ sowie der Versuch einer Übersetzung ihrer Wahrnehmung in Wirtschaft und Gesellschaft in die Sprache der Sozial- und Wirtschaftswissenschaften. Das vorliegende Buch ist die überarbeitete Fassung meiner Habilitationsschrift, die im Jahr 2008 an der Sozial- und Wirtschaftswissenschaftlichen Fakultät der Johannes

VIII Kepler Universität Linz eingereicht wurde. Dieses Werk ist zum einen Bestandteil des Habilitationsverfahrens, zum anderen eine Art Zwischenbilanz über mehr als 15 Jahre wissenschaftliches Arbeiten zu den Verbindungslinien und Schnittmengen zwischen Ökologie und Betriebswirtschaftslehre. Ein erlesenes Glück wird demjenigen zuteil, der zu grundsätzlichen Fragen Antworten finden darf. Die nicht immer im Gegenstandsbereich der Betriebswirtschaftslehre liegenden Antworten haben mein Verständnis zu bestimmten Begriffen und Konzepten fundamental verändert. Rückblickend gilt: Der Weg (der Erkenntnis) war das Ziel. Auf diesem Weg haben mich viele Menschen begleitet, denen ich zu besonderem Dank verpflichtet bin. Herrn o.Univ.-Prof. Dr. Adolf Heinz Malinsky gebührt mein Dank an vordester Stelle. Er hat meine Arbeit seit dem Jahr 1992 als wissenschaftlicher Wegweiser am Institut unterstützt und mir jenen inhaltlichen Freiraum eingeräumt hat, der zum Verfassen auch dieses Werkes erforderlich war. Weiters zu besonderem Dank verpflichtet bin ich Herrn Prof. Dr. Dr. h.c. Eberhard Seidel von der Universität Siegen, dessen wissenschaftliche Arbeiten als Wegweiser dienten und dessen positiv-kritische Begutachtung meiner Arbeit mir wertvolle Anregungen für mein künftiges Schaffen lieferte. Den weiteren Gutachtern, Herrn o.Univ.-Prof. Dr. Wolfgang Nadvornik von der Alpen-Adria Universität Klagenfurt und Herrn o.Univ.-Prof. Dr. Gerhard Wührer (Institut für Handel, Absatz und Marketing) bin ich zu großem Dank verpflichtet. Herr o.Univ.-Prof. Dr. Reinbert Schauer (Institut für Betriebswirtschaftslehre der Gemeinwirtschaftlichen Unternehmen) ist an dieser Stelle als besonderer Wegbegleiter und Wegbereiter hervorzuheben: Er hat den Vorsitz der Habilitationskommission übernommen und dieses Gremium äußerst umsichtig geführt. Mein Dank gilt auch allen wissenschaftlichen Mitarbeitern des Institutes, dem ich angehöre und die mit ihrer Diskussionsbereitschaft zum Gelingen dieser Arbeit beigetragen haben. Frau Univ.-Ass. Mag.a Dr.in Petra Haider hat sich hier verdienstvoll gemacht, da sie die gesamte Arbeit mit kritischem Blick Korrektur gelesen hat. Ganz herzlich möchte ich mich bei Frau Univ.-Lektorin Dipl.-Ing.in Susanna Schiemer bedanken, die diese Arbeit mit großem Engagement und sprachwissenschaftlichem Verständnis durchgesehen und Korrektur gelesen hat. Meiner Familie danke ich für die verständnisvolle Unterstützung während des gesamten Entstehungszeitraumes insbesondere für den geduldig ertragenen Verzicht auf gemeinsame Freizeit.

Heinz Karl Prammer

Inhaltsverzeichnis

Vorwort………………………………………………………………..………………VII Inhaltsübersicht………………………………………………………...……………… IX Abbildungsverzeichnis…………………………………………………..…………… XV Tabellenverzeichnis………………………………………………………………….XVII Formelverzeichnis…………………………………………………………….……... XIX

1 Einführung ................................................................................................................. 1 1.1 Problemstellung und Forschungsfragen.......................................................... 2 1.2 Zielsetzung und Gang der Untersuchung........................................................ 5 2 Betriebliche Schadschöpfung und ökologische Nachhaltigkeit – Betriebswirtschaftliche Analyse und interdisziplinäre Perspektiven zur Einordnung des Umweltkostenmanagements .............................................................................. 8 2.1 Von den Vorläufern der Ökonomie bis zur ökologieorientierten Betriebswirtschaftslehre - die natürliche Umwelt in aggregierten Modellen ............ 9 2.1.1 Historischer Abriss von der Entstehung und vom Wandel des Naturbildes in Gesellschaft, Wirtschaft und Naturwissenschaft .............. 9 2.1.1.1 Vom Naturbild der Vorklassik und Klassik ............................. 10 2.1.1.2 Vom Naturbild der Physiokraten.............................................. 15 2.1.1.3 Von der Neoklassik und deren Naturbild – Entstehung und Kritik .............................................................. 16 2.1.2 Die Betriebswirtschaftslehre des 20. Jahrhunderts - „Opfer“ oder Korrektiv der historisch überkommenen Entwicklung zur Naturferne? 20 2.2 Die natürliche Umwelt und ihre anthropogene Zurichtung Betrachtungen unter dem Blickwinkel eines moderaten Anthropozentrismus........................................................................................ 26 2.2.1 Ökosysteme und Technosysteme ........................................................... 36 2.2.2 Ökosphäre und Technosphäre - Räume natürlicher Ordnung und vom Menschen dominierter Ordnung .................................................... 42

X

2.3 Ökologische Nachhaltigkeit – Konzeptionsidee und strategische Anknüpfungspunkte........................................................................................ 46 2.3.1 „Schwache Nachhaltigkeit“ und „Starke Nachhaltigkeit“ Die Bandbreite normativ geleiteter Konzepte zur Harmonisierung von Realökonomie und natürlicher Umwelt .......................................... 46 2.3.2 Effizienzstrategie und Kompatibilitätsstrategie – Grundlegende Managementstrategien für eine „kritische ökologische Nachhaltigkeit“....................................................................................... 60 2.4 Das Unternehmen als ökologisch-ökonomisches Subsystem ....................... 64 2.4.1 Vom Zusammenhang zwischen ökologischer und ökonomischer Knappheit ............................................................................................... 65 2.4.2 Betriebliche Tätigkeit im Spannungsfeld zwischen ökologischer Nachhaltigkeit und ökologisch negativen Umweltwirkungen ............... 69 2.4.2.1 Betriebliche Tätigkeit als Auslöser betrieblicher Umweltwirkungen.................................................................... 70 2.4.2.1.1 Direkte und indirekte Umweltwirkungen als Betrachtungsobjekt.................................................. 72 2.4.2.1.2 Die Hauptarten betrieblicher Umwelteinwirkungen .............................................. 74 2.4.2.1.3 Die Hauptarten betrieblicher Umweltauswirkungen.............................................. 77 2.4.2.1.4 Die Bewertung von Umweltwirkungen im Kontext der „kritischen ökologischen Nachhaltigkeit“......... 80 2.4.2.1.5 Zu betrieblicher Schadschöpfung und ökonomischem Schaden als unerwünschte Ergebnisse betrieblicher Tätigkeit........................... 87 2.4.3 Zur Berücksichtigung unerwünschter Outputkomponenten in betriebswirtschaftlichen Modellen der Produktions- und Kostentheorie............ 90 2.4.3.1 Der Einbezug von Umweltaspekten in umweltbezogen adaptierte Modelle der klassischen Produktions- und Kostentheorie und deren Grenzen im Hinblick auf die Abbildung ökologisch nachhaltiger Aspekte ........................... 92 2.4.3.2 Unerwünschte Outputkomponenten betrieblicher Produktion und deren begriffliche und systematische Einordnung ............ 98 2.4.3.3 Einbezug der physischen Komponenten der ökologischen Nachhaltigkeit in das Input-Output-Modell der ProduktionReduktion ............................................................................... 106

XI 2.4.4 Umweltbilanzen und betriebswirtschaftliche Ansätze zur verursachungsgerechten Abbildung von betrieblichen Umweltwirkungen.. 112 2.4.4.1 Zur Abbildung der mengenmäßigen Komponente betrieblicher Umweltwirkungen............................................. 113 2.4.4.1.1 Direkte und indirekte Umweltwirkungen des betrieblichen Leistungsprozesses - Entstehung und Ansatzpunkte zur Reduktion .......................... 114 2.4.4.1.2 Umweltbilanzen als Instrumente zur Abbildung direkter und indirekter Umweltwirkungen............ 120 2.4.4.1.2.1 Zur Unterscheidung von Umweltbilanzen nach Abbildungstiefe und Abbildungsbreite...................................122 2.4.4.1.2.2 Die Ökobilanz – ein Instrument zur Abbildung und Bewertung produktbezogener Umweltwirkungen ..................127 2.4.4.1.2.3 Kritische Würdigung und weitere Vorgangsweise .................134

2.4.4.1.3 Ansatz und verursachungsgerechte Zurechnung von Stoff- und Energieflüssen auf Prozesse und Produkte – Lösungsansätze der Betriebswirtschaftslehre und der Ökobilanzforschung ............. 135 2.4.4.1.3.1 Zur Umweltstückliste - ein betriebswirtschaftlicher Lösungsansatz zur verursachungsgerechten Zurechnung von Umweltwirkungen auf Einsatzstoffe, Prozesse und Produkte .............136 2.4.4.1.3.2 Zur Problematik der verursachungsgerechten Zurechnung von Stoff- und Energieflüssen auf Prozesse und Produkte im Rahmen der Ökobilanzierung............................................137

2.4.4.2 Zur Bewertung des Mengengerüsts betrieblicher Umweltwirkungen - Verfahren zur Bewertung internalisierter und externalisierter Umweltwirkungen ......................................... 142 2.4.4.2.1 Von den Möglichkeiten und Grenzen der Abbildung betrieblicher Umweltwirkungen durch umweltökonomische Instrumente ............... 142 2.4.4.2.2 Monetäre umweltorientierte Bewertungsverfahren ............................................ 148 2.4.4.2.3 Relativ abstufende ökologische Bewertungsverfahren ............................................ 150 2.4.4.2.4 Exkurs: Naturwissenschaftlich fundierte ökologische Bewertungsverfahren ........................ 152 2.4.4.2.5 Fazit zur Bewertung des Mengengerüsts betriebl. Umweltwirkungen und weitere Vorgangsweise ... 182

XII 2.5 Kernelemente einer ökologisch nachhaltigkeitsorientierten Unternehmensführung .................................................................................. 185 2.5.1 Verantwortungs-, Kreislauf- und Kooperationsprinzip als Kernprinzipien der unternehmerischen Nachhaltigkeit........................ 186 2.5.2 Wahrnehmung ökologischer Verantwortung durch Identifikation und Wahl von ökologischen Anspruchsgruppen.................................. 189 2.5.3 Einfluss der ökologischen Betroffenheit des Unternehmens auf dessen Zielsystem und Verhaltensorientierung.................................... 192 2.6 Betriebliche Grundhaltungen zu Umweltschutz und Nachhaltigkeit im Kontext des betrieblichen Zielsystems ................................................... 194 2.6.1 Zur Integration des Unternehmenszieles „Umweltschutz“ bzw. „Nachhaltigkeit“ in das Zielsystem...................................................... 194 2.6.2 Umweltschutz im Kontext der Verhaltensausrichtung......................... 198 2.6.3 Typisierung der Grundausrichtungen im Umweltschutz nach Stellung des Umweltschutzes im unternehmerischen Zielsystem und Verhaltensausrichtung................................................................... 200 2.6.4 Konsequenzen für das Umweltmanagement und das umweltbezogene Rechnungswesen ...................................................... 203 3 Integriertes Umweltkostenmanagement – Das Instrument zur Abbildung, Bewertung und Gestaltung des gesamten betrieblichen Wertverzehrs ........... 205 3.1 Einordnung des umweltbezogenen Rechnungswesens............................... 206 3.1.1 Zur umweltbezogenen Differenzierung und Erweiterung der klassischen Rechnungslegung .............................................................. 209 3.1.2 Zur umweltbezogenen Differenzierung und Erweiterung des internen Rechnungswesens .................................................................. 215 3.2 Von der klassischen Kostenrechnung zum Kostenmanagement............... 216 3.2.1 Entwicklung und Aufgabenfelder des Kostenmanagements................ 216 3.2.2 Jüngere Instrumente des Kosten- und Erlösmanagements und allfällige Bezüge zur ökologischen Nachhaltigkeit.............................. 223 3.3 Zur Einordnung und Abgrenzung des integrierten Umweltkostenmanagements ......................................................................... 228 3.3.1 Umweltkostenmanagement – Instrumente zur ex-ante-Beeinflussung von Niveau, Struktur und Verlauf von Umweltkosten......................... 228 3.3.2 Umweltleistung als Bestandteil des Umweltkostenmanagements? ..... 230

XIII 3.4 Die Abbildung des betrieblichen Wertverzehrs im Kontext der Entwicklung verschiedener Konzepte von „Umweltkosten“..................... 233 3.4.1 Eignung betriebswirtschaftlicher Kostenbegriffe zur Abbildung des gesamten betrieblichen Wertverzehrs ............................................ 234 3.4.2 Zur Abgrenzung umweltbezogener Aufwendungen und Kosten ......... 238 3.4.3 Ökologieorientierte Erweiterung und Durchbrechung des wertmäßigen Kostenbegriffes .............................................................. 240 3.4.4 Verschiedene Konzepte von „Umweltkosten“ – Abriss der Entwicklung und Kritik an der Abbildungsfähigkeit des betrieblichen Wertverzehrs .................................................................. 242 3.4.4.1 Externe Umweltkosten - die erste Entwicklungsstufe der Umweltkostenkonzepte .................................................... 243 3.4.4.2 Umweltschutzkosten, Umweltwirkungskosten und Umweltbelastungskosten – Stufen in der Entwicklung von Umweltkostenkonzepten ................................................. 248 3.4.4.3 Flusskosten – eine neue Entwicklungsstufe der Umweltkostenkonzepte .......................................................... 253 3.4.4.4 Unwertkosten – die Verknüpfung internalisierter Stoffund Energieverlustekosten und externer Umweltwirkungskosten zur Abbildung der Nachhaltigkeitsleistung von Unternehmen .......................................................................... 267 3.5 Die schadschöpfungsorientierte Lebenszyklusrechnung als Instrument zur ganzheitlichen Abbildung und Bewertung von Umweltkosten und Umweltwirkungen ......................................................................................... 269 4 Corporate Sustainability-Strategien und zweckadäquate Umwelt(kosten)Ansätze ........................................................................................ 278 4.1 Von den Grundhaltungen im Umweltschutz über ökologieorientierte Wettbewerbsstrategien zu Corporate Sustainability-Strategien .............. 279 4.1.1 Unternehmerische Vision und Managementphilosophie als Leitsterne für die Unternehmens- und Umwelt-/Nachhaltigkeitspolitik .... 280 4.1.2 Zum Einfluss der Lenkungssysteme „Staat/Politik“, „Öffentlichkeit“ und „Markt“ auf den ökologieorientierten Wettbewerb....................... 283 4.1.3 Die Übernahme ökologischer Verantwortung mit ihren Ausprägungen „Verantwortungsbreite“ und „Verantwortungstiefe“ als Bestimmungsfaktoren für die Umsetzung von Corporate Sustainability-Strategien ...................................................................... 284

XIV 4.1.4 Einordnung der Grundausrichtungen im Umweltschutz in den Bezugsrahmen für die Übernahme ökologischer Verantwortung ........ 286 4.1.5 Corporate Sustainability-Strategien als Verbund von ökologieorientierten Wettbewerbsstrategien und ethikbasierten Strategien der ökologischen Nachhaltigkeit .......................................................... 289 4.1.5.1 Zu den Wettbewerbsstrategien nach Dyllick/Belz/Schneidewind.................................................... 291 4.1.5.2 Corporate Sustainability als Bezugsrahmen für den Verbund ökologieorientierter Wettbewerbsstrategien und ethikbasierter Strategien der ökologischen Nachhaltigkeit ............ 293 4.2 Zweckadäquate Umwelt(kosten)ansätze zur Umsetzung von Corporate Sustainability-Strategien............................................................................... 303 4.2.1 Corporate Sustainability-Strategie der Standortsicherung und zweckadäquate Umwelt(kosten)ansätze............................................... 308 4.2.1.1 Umwelt(kosten)ansätze der wettbewerbsstrategisch basierten Internalisierung ....................................................... 309 4.2.1.2 Umwelt(kosten)ansätze der normativ-kritisch (ethisch) basierten Internalisierung ....................................................... 320 4.2.2 Corporate Sustainability-Strategie der Markt- und Legitimitätsentwicklung und zweckadäquate Umwelt(kosten)ansätze ................... 323 4.2.2.1 Umwelt(kosten)ansätze der wettbewerbsstrategisch basierten Internalisierung ....................................................... 327 4.2.2.2 Umwelt(kosten)ansätze der normativ-kritisch (ethisch) basierten Internalisierung ....................................................... 329 5 Schlussbetrachtung ............................................................................................... 330 Quellenverzeichnis...................................................................................................... 333 Literatur ................................................................................................................... 333 Regelwerke.............................................................................................................. 393 Sonstige Quellen...................................................................................................... 397

Abbildungsverzeichnis

Abb. 1-1: Abb. 2-1: Abb. 2-2: Abb. 2-3: Abb. 2-4: Abb. 2-5: Abb. 2-6: Abb. 2-7: Abb. 2-8: Abb. 2-9: Abb. 2-10:

Abb. 2-11: Abb. 2-12: Abb. 2-13: Abb. 2-14: Abb. 2-15: Abb. 2-16: Abb. 2-17:

Abb. 2-18: Abb. 3-1:

Konzept „Integriertes Umweltkostenmanagement“ – Gang der Untersuchung................................................................................. 7 Ökosphäre und Technosphäre als Folge der Transformation von Stoffen und Energie durch Natur und Mensch ........................................................ 45 Güterarten im ökonomisch-ökologischen Kontext mit Beispielen ............. 67 Horizontalbetrachtung betrieblicher Umweltauswirkungen ....................... 71 Auslösen betrieblicher Umweltwirkungen durch Umweltaspekt ............... 72 Betriebliche Umweltwirkungen nach Entscheidungs- und Handlungskontext sowie nach Stellung in der Wirkungskette ................... 73 Hauptarten von betrieblichen Umwelteinwirkungen und ihre ökologisch relevanten Charakteristika........................................................................... 74 Ökologische Bewertung von betrieblichen Umweltauswirkungen............. 78 Räumliche Ausdehnung von betrieblichen Umweltwirkungen .................. 79 Ökologische Bewertung von betrieblichen Umweltwirkungen Bewertung im Hinblick auf entstandene Resultate ..................................... 80 Ökologische Bewertung der Wirkungsendpunkte als Grundlage und Ausgangspunkt für die ökologische Bewertung der Umweltwirkungen als Gesamtkette der Ein- und Auswirkungen.............................................. 83 Ökologisch negative Ergebnisse, gegliedert nach Hauptarten der Umwelteinwirkungen.................................................................................. 84 Ökonomischer Schaden und Schadschöpfung als unerwünschte Ergebnisse betrieblicher Tätigkeit............................................................... 88 Schadschöpfung im zeitlichen Kontext....................................................... 90 Umwelt-Indikatoren und Techno-Indikatoren als relevante Größen einer Prozessbilanz, einer Betriebs-/Unternehmensbilanz u. einer Netzbilanz.. 124 Umwelt-Indikatoren als relevante Größen einer Produkt-Umweltbilanz/Ökobilanz ....................................................................................... 126 Wirkungskategorien in Anlehnung an „Centrum voor Milieukunde (CML)“ 1992............................................................................................. 167 Vertikalbetrachtung von betrieblichen Umweltauswirkungen, aufgezeigt anhand einer der möglichen ökologischen Wirkungsketten des Treibhauseffektes................................................................................ 170 Verantwortungs-, Kreislauf- und Kooperationsprinzip als handlungsleitende Prinzipien zur Umsetzung von Strategien der Nachhaltigkeit..... 186 Umweltbezug des internen und des externen Rechnungswesens ............. 208

XVI Abb. 3-2:

Erweiterung der Kosten- und Leistungsrechnung zum Kosten- und

Abb. 3-3:

Umwelt- bzw. Ökologiebezug von Kostenrechnung und

Abb. 3-4:

Klassische Abgrenzung von umweltbezogenen Aufwendungen und Kosten im betriebswirtschaftlichen Rechnungswesen ............................. 238 Ökologieorientierte Erweiterung und Durchbrechung des wertmäßigen Kostenbegriffs ........................................................................................... 241 Typische Verteilung der Materialeinsatzmengen auf die Outputobjekte Produkt, Wertstoffe und Materialverluste bei der Erzeugung materieller Sachgüter ............................................................................... 255 Typische Verteilung der Energieeinsatzmengen auf genutzte Energie und auf Energieverluste bei der Erzeugung materieller Sachgüter ........... 257 Zuordnung der Energie- und Materialkosten zu Produkt, zu Wertstoffen, zur Sekundärnutzung von Restenergie sowie zu Material- und Energieverlusten .................................................................................................... 259 Ökologische Forderungen der Anspruchsgruppen und die spezifische Übernahme ökologischer Verantwortung als Bestimmungsfaktoren für die Ausprägungen von Corporate Sustainability ................................. 285 Zusammenhang zwischen Umweltschutz-Grundhaltungen und Übernahme ökologischer Verantwortung in Breite und Tiefe .................. 287 Ökologieorientierten Wettbewerbsstrategien und ethikbasierte Strategien der ökologischen Nachhaltigkeit im Bezugsrahmen für Corporate Sustainability............................................................................ 291 Defensive und offensive Ausrichtung von ökologieorientierten Wettbewerbsstrategien und ethikbasierte Strategien der ökologischen Nachhaltigkeit .......................................................................................... 294 Ökologische Druck- und Sogwirkung auf das Unternehmen durch lenkungssystemspezifische Forderungen und Erwartungen von Anspruchsgruppen..................................................................................... 296 Ökologisch nachhaltige Ausrichtung bei ökologieorientierten Wettbewerbsstrategien und ethikbasierten Strategien............................... 297 Corporate Sustainability-Strategien als Verbund ökologieorientierter Wettbewerbsstrategien und ethikbasierter Strategien der ökologischen Nachhaltigkeit ........................................................................................... 300 Bezug des internen und externen umweltbezogenen Rechnungswesens

Erlösmanagement ..................................................................................... 221 Kostenmanagement ................................................................................. 227

Abb. 3-5: Abb. 3-6:

Abb. 3-7: Abb. 3-8:

Abb. 4-1:

Abb. 4-2: Abb. 4-3:

Abb. 4-4:

Abb. 4-5:

Abb. 4-6: Abb. 4-7:

Abb. 4-8: Abb. 4-9:

zu Corporate Sustainability-Strategien ..................................................... 305 Corporate Sustainability-Strategien und zweckadäquate Umwelt(kosten)ansätze ............................................................................. 307

XVII

Tabellenverzeichnis

Tab. 2-1:

Unterscheidung von Input- und Output-Indikatoren nach deren Bezug zur natürlichen Umwelt............................................................................... 77 Tab. 2-2: Non-Produkt-Output und Material- u. Energieverluste als unerwünschte Outputkomponenten der Produktion.................................. 100 Tab. 2-3: Technische Charakterisierung des Non-Produkt-Outputs der betrieblichen Produktion ........................................................................... 105 Tab. 2-4: Input-Output-Modell der Produktion-Reduktion unter dem Aspekt der ökologischen Nachhaltigkeit mit beispielhaften Angaben........................ 110 Tab. 2-5: Phasen bzw. Bestandteile der Ökobilanz nach EN ISO 14040 und Verweise auf korrespondierende Normen................................................. 128 Tab. 2-6: Äquivalenzfaktoren für ausgewählte Treibhausgase nach IPCC 2007 ..... 174 Tab. 2-7: Wirkungskategorien, Charakterisierungsfaktoren und Berechnung des Wirkungspotentials ................................................................................... 176 Tab. 2-8: Beurteilung der umweltorientierten bzw. ökologischen Bewertungsverfahren ............................................................................... 183 Tab. 2-9: Begriffspaare zur Charakterisierung einer defensiven und einer offensiven Verhaltensausrichtung............................................................. 199 Tab. 2-10: Typologie der Grundausrichtungen im Umweltschutz nach Verhaltensausrichtung und Stellung des Umweltschutzes im Zielsystem ................. 201 Tab. 3-1: Instrumente des Kosten- und Erlösmanagements und deren vorrangige Einsatzfelder.............................................................................................. 223 Tab. 3-2: Vereinfachte Flusskostenmatrix mit beispielhaftem Ausweis von material- und energieflussbezogenen Kosten für Betriebe/Prozesse ........ 256 Tab. 3-3: lusskostenmatrix eines Produktionsprozesses in der chemischen Industrie – Hauptrohstoff anonymisiert .................................................... 262 Tab. 4-1: Anspruchsintensität von Bezugsgruppen gesellschaftlicher Lenkungssysteme hinsichtlich Stickoxid- und Feinstaubemissionsreduktion.......... 283

XIX

Formelverzeichnis

Formel 2-1: Formel 2-2: Formel 2-3: Formel 2-4: Formel 2-5: Formel 2-6: Formel 3-1: Formel 3-2:

Kritisches Luftvolumen ...........................................................................154 Kritisches Wasservolumen ....................................................................154 Kritisches Bodenvolumen .......................................................................155 Funktion der ökologischen Knappheit nach Braunschweig/ Müller-Wenk 1990 ..................................................................................159 Definition des Treibhauspotentials GWPi der Substanz i mittels Referenzsubstanz ....................................................................................174 Berechnung des Treibhauspotentials eines untersuchten Systems ..........174 Unwertkosten von Prozessen und Betrieben sowie von ProduktionsReduktions-Netzwerken ..........................................................................267 Unwertkostenanteil eines Betriebes bzw. Prozesses und eines Produktions-Reduktions-Netzwerkes ......................................................268

1

EINFÜHRUNG

Die Inanspruchnahme der natürlichen Umwelt durch den Menschen fand lange Zeit in der Ökonomie keine besondere Beachtung. Während die Volkswirtschaftslehre das Problem entstehender Umweltprobleme mit Hilfe des Ansatzes der externen Effekte theoretisch zu bewältigen suchte1, galt in der Betriebswirtschaftslehre die natürliche Umwelt weiterhin als (nahezu) freies Gut, d.h. soweit die in Anspruch genommenen natürlichen Ressourcen nicht mit Preisen belegt waren. Somit wurden Kosten der Inanspruchnahme der natürlichen Umwelt außerhalb des Marktes nur am Rande thematisiert. Es spricht vieles dafür, dass mit dem Einbezug von „Umwelt“ als ökonomisch knappes Gut die Marktmechanismen eine Reihe von Anreizen für umweltverträglicheres Wirtschaften bieten. Ohne fundamental argumentierende Autoren zu bemühen, muss jedoch bezweifelt werden, dass ein bloßes Zurückgreifen auf gängige Methoden und Instrumente der Betriebsund Volkswirtschaftslehre – verbunden mit einem opportunistischen Erfolgsfaktoren-Denken2 – ausreicht, um in eine ökologisch (und sozial) nachhaltige Wirtschaftsweise zu gelangen. 3 Der Weg dorthin führt vielmehr über eine auf einem normativ-kritischen (ethischen) Anspruchsgruppenkonzept 4 beruhende (selbst)verpflichtete Unternehmenspolitik5. Dem muss aber auch eine entsprechende Anpassung, Erweiterung und Anwendung des bestehenden betriebswirtschaftlichen Instrumentariums folgen, um in der betrieblichen Praxis die erforderliche Erfolge und die Akzeptanz im Innen- und im Außenverhältnis sicherzustellen. Mit dem im Jahr 1992 durch die Vereinten Nationen in die breite Öffentlichkeit getragen Leitbild der „Nachhaltigen Entwicklung“6 zum einen und der Einführung von Umwelt-

1 2

3

4 5 6

Vgl. Kapp 1972, S. 39. Bleicher unterscheidet zwischen einer opportunistischen und einer verpflichtenden Unternehmenspolitik. Die Verpflichtungspolitik ist eine leistungswirtschaftlich ausgerichtete Unternehmenspolitik mit hoher ökologischer und sozialer Verantwortung, die sich vielseitig an den Forderungen interner und externer Anspruchsgruppen orientiert. Die Opportunitätspolitik ist eine rein finanzwirtschaftlich ausgerichtete Unternehmenspolitik, die sich ohne tiefgreifende ökologische und soziale Verantwortung einseitig an den Kapitalgebern orientiert und Nutzen- und Erfolgspotentiale nur kurzfristig ausbeutet (vgl. Bleicher 2001, S. 175 ff. sowie über die Einbettung dieses Gedankengutes in eine sozial-ökologische Ethik Prammer 1998, S. 81 ff.). Diese Zweifel werden vor allem genährt durch sich abzeichnende, globale und zugleich langfristige wirtschaftliche und gesellschaftliche Entwicklungen, die den Bemühungen in Richtung einer nachhaltigen Entwicklung diametral entgegenwirken. Peter Ulrich hat – aus wirtschaftsethischer Perspektive – bereits Mitte der 1980er Jahren sehr treffend von der Notwendigkeit der „Transformation der ökonomischen Vernunft“ gesprochen (ausführlich hierzu Ulrich 1986). Vgl. Ulrich 2001, S. 442 f. Vgl. Bleicher 2001, S. 147 ff. Das Leitbild der Nachhaltigen Entwicklung wurde 1992 auf dem Weltgipfel der Vereinten Nationen in Rio de Janeiro als ökonomisches, ökologisches und soziales Erfordernis für den Übergang in das nächste Jahrhundert begründet.

2 managementsystemen auf der Unternehmensebene 7 zum anderen wurden wichtige Akzente gesetzt. Es sind dies die ersten ernsthaften Versuche die realwirtschaftliche Entwicklung an die globalen physischen Grenzen anzupassen, d.h. eine ökologisch nachhaltige Entwicklung voranzutreiben. Rund ein Jahrzehnt danach hat die Richtlinie 2003/51/EG („Modernisation Direktive“) und deren Umsetzung in §§ 243 und 267 HGB nach dem Rechnungslegungsänderungsgesetz 2004 die Aufmerksamkeit bezüglich der Berichterstattung über umweltorientierte (und soziale) Aspekte im Lagebericht großer Kapitalgesellschaften erhöht. Die Richtlinie führt aus, dass die Information im Lagebericht nicht auf finanzielle Aspekte der Geschäftstätigkeit einzuschränken sei. Diesen Impuls gilt es für das im betrieblichen Rechnungswesen integrierte und sich zunehmend in (großen) Unternehmen etablierende „Environmental Management Accounting“ 8 bzw. „Umweltkostenmanagement“ aufzugreifen und für das Unternehmen nutzbar zu machen. Vor diesem Hintergrund versteht sich die vorliegende Arbeit als Beitrag zur Verbreiterung von ökologisch nachhaltigkeitsorientierten Lösungsansätzen für Betriebe und betriebliche Netzwerke.

1.1

Problemstellung und Forschungsfragen „Perfektion der Mittel und Konfusion der Ziele kennzeichnen meiner Ansicht nach unsere Zeit.” (Albert Einstein)

Die Menschheit sieht sich mit einer zunehmenden Zerstörung ihrer natürlichen Lebensgrundlagen konfrontiert. Als Hauptursachen können die rigorose Nutzung der Ressourcen und der Senkenkapazitäten der natürlichen Umwelt ausgemacht werden;9 ermöglicht durch eine auf (natur-)wissenschaftlicher Forschung basierende Technisierung der Umwelt und beflügelt durch eine ökologisch „fehlsichtige“ Ökonomie. So ist es in der zweiten Hälfte des vorigen 7

8

9

In dieser Arbeit wird der Begriff Unternehmen synonym für die Begriffe Unternehmung und Betrieb verwendet. Einzig bei der Umweltbilanzierung wird der Begriff des Betriebes als standortbezogene stofflich-energetische Einheit herausgehoben und „Unternehmen“ als Sammelbegriff für mehrere Betriebsstandort verwendet. Im Jahr 2005 wurde der internationale Leitfaden „Environmental Management Accounting“ von der International Federation of Accountants herausgegeben, um Unternehmen eine spezifische Hilfestellung bei der Verknüpfung von umweltorientierten, physischen und monetären Daten zu geben, wie sie vom betrieblichen Rechnungswesens erfasst werden sollen. Vgl. hierzu auch die Ausführungen der Enquête-Kommission: „Menschliches Leben und Wirtschaften ist an einem Punkt angelangt, an dem es Gefahr läuft, sich seiner eigenen natürlichen Grundlagen zu berauben.“ (Enquête-Kommission 1998, S. 31).

3 Jahrhunderts der Wirtschaft in den Industrieländern in besonderer Weise gelungen, natürliche Ressourcen so zielsicher in eine Vielzahl von Produkten zu transformieren, dass ein noch nie da gewesener materieller Wohlstand geschaffen wurde, der es dem Menschen ermöglicht hat, unterschiedlichste Bedürfnisse zu befriedigen. Die Betriebswirtschaftslehre und insbesondere das Rechnungswesen haben bis heute zu diesem (jungen) Erfolg menschlichen Schaffens durch ihre besondere Ausrichtung auf Effizienz und Effektivität einen nicht unerheblichen Beitrag geleistet. Zugleich hat in diesem Zeitraum eine Entwicklung stattgefunden, die durch vier Hauptmerkmale gekennzeichnet war: (1) Die „Verselbständigung“ der von Wirtschaft und Gesellschaft aus der natürlichen Umwelt 10 heraus entwickelten Technosphäre; (2) Hoher Stoffdurchsatz 11 von der Ökosphäre 12 über die Technosphäre (wieder) in die Ökosphäre; (3) Ökologische Inkompatibilitäten von Stoffen technosphärischen Ursprungs, die in die Ökosphäre gelangen; (4) Hoher Verbrauch fossiler Energieträger zur Aufrechterhaltung einer stetig wachsenden Durchflusswirtschaft. Die Problemstellung ist komplex, geht es doch in den nächsten Jahrzehnten um nicht weniger als den Aufbau einer ökologisch hoch kompatiblen technosphärischen Stoffkreislaufwirtschaft, d.h. um Gestaltung, Lenkung und Entwicklung von intra- und interregional vernetzten Stoffkreislaufwirtschaften unter dem Imperativ eines lebensfähigen und lebenswerten ökosphärischen Gesamtsystems. Dazu gehört die Berücksichtigung der globalen biound geochemischen Kreisläufe ebenso wie die Beachtung der Diversität von Ökosystemen und Landschaften sowie die Erhaltung und Förderung der genetischen Vielfalt und der Artenvielfalt.

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Der Begriff der natürlichen Umwelt umfasst das von der Natur und vom Menschen naturnah Hervorgebrachte. Es kommt darin auch der Einfluss des Menschen auf die Entwicklung der Natur zum Ausdruck, indem er diese - jedoch ohne künstliches Schaffen - gestaltet. Der Begriff „Stoff“ wird in dieser Arbeit für natürliche oder synthetische materielle Objekte im Sinne physischer Eigenschaften in Abgrenzung von „Energie“ verwendet und zwar unabhängig von seiner wirtschaftlichen Bedeutung (vgl. hierzu etwa Dyckhoff 2006, S. 23; Sterr 2003, S. 57; Zäpfel 2001, S. 2). Stoffe können definitionsgemäß in allen Aggregatszuständen auftreten. „Material“ wird in dieser Arbeit als Bündelung eines Stoffes oder mehrerer Stoffe im Sinne einer Stoffauswahl verstanden und bildet insofern einen Unterbegriff von „Stoff“. „Werkstoffe“ sind definitionsgemäß Materialien im festen Aggregatszustand, die in den betrieblichen Transformationsprozess eingehen und aus denen Bauteile oder Konstruktionen als gewünschter Output hergestellt werden. Der Begriff der „Ökosphäre“ bezieht sich ausschließlich auf das von der Natur hervorgebrachte Sein, wozu auch der Mensch selbst gehört, jedoch als biologische Art und als ein Naturelement von vielen.

4 Die größte Herausforderung für die Unternehmen wird die Reintegration bestimmter innerhalb der Technosphäre erzeugter Stoffe in die Ökosphäre sein13. Die bislang vagen Vorstellungen dazu konzentrieren sich auf die Schaffung einer Reduktionswirtschaft14, die – im Verbund mit natürlichen Reduzenten – in der Lage ist, die vom Menschen erzeugten und (vordergründig) nicht (mehr) nutzbaren Güter so aufzuarbeiten und zu verändern, dass sie einer weiteren Verwendung oder Verwertung im Wirtschaftskreislauf zugeführt oder – als ökologisch quantitativ und qualitativ kompatible Komponenten – in die natürliche Umwelt entlassen werden können. Dieses – hier lediglich grob skizzierte – Vorhaben wird vermutlich mehrere Generationen in Anspruch nehmen und nur dann erfolgreich sein können, wenn die heutigen Industrieländer15 zu einem globalen, tief greifenden Strukturwandel bereit sind. Unternehmen werden im Hinblick auf ihre Innovationsfähigkeit und Risikofreudigkeit stark herausgefordert sein. Lösungsansätze gilt es dabei über den eigenen Unternehmensbereich hinaus in den regionalen, kontinentalen und globalen Kontext zu transformieren. Soziale und ökonomische Spannungen sind dabei vorprogrammiert. Mehr noch: Die Marktwirtschaft könnte in ihrer Gesamtheit in Frage gestellt werden, wenn ihre (sozial-)ökologische Korrektur in den nächsten Jahrzehnten nicht gelingt. Von der Notwendigkeit des Einbezugs der Umweltaspekte in die verschiedenen Funktionsbereiche des Unternehmens ausgehend, stellt sich die Frage wie diese Integration erfolgen kann und soll. Herkömmliche betriebswirtschaftliche Instrumente sind offenbar nicht in der Lage den gesamten Wertverzehr auf der betrieblichen Ebene abzubilden. Als Defizite werden hervorgehoben: - ein großer Teil der Wertverluste kann nicht in monetären Größen ausgedrückt werden (z.B. Zerstörung des Arten- und Genpotentials) oder ist nur schwer quantifizierbar und muss daher mittels realer Umweltindikatoren ausgedrückt werden, - Umweltinformationen sind oft „weiche Daten“ (z.B. welchen Wert haben gesundheitliche Belastungen oder die Belastungen eines Waldökosystems?). Ökologisch angemessene Wertentscheidungen können oft nur außerhalb des Marktmechanismus im Diskurs mit Anspruchsgruppen getroffen werden,

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Durch menschliche Produktion und Konsumtion gelangen in erheblichem Ausmaß Stoffe in die natürliche Umwelt, auf deren Abbau und Integration die Natur nicht eingerichtet ist. Zwilling nennt 1993 drei bis vier Millionen naturfremde Verbindungen und folgert daraus: „Dem kann … das Leben auf die Dauer nicht standhalten“ (Zwilling 1993, S. 29). Vgl. die Ausführungen unter Kapitel 2.4.3. Dazu werden auch Länder mit starken industriellem Entwicklungspotential wie China und Indien gezählt.

5 - die „ökonomische Internalisierung“ externalisierter Kosten (z.B. über strengere Auflagen oder Einführen von umweltbezogenen Abgaben) führt nicht automatisch zu einer „ökologischen Internalisierung“, - die der Kostenrechnung zugrundeliegenden Marktpreise drücken nicht die ökologischen Knappheiten aus, vielmehr repräsentieren sie kurzfristige relative Knappheiten und - Umweltinformationen sind durch hohe Unsicherheit und Dynamik charakterisiert. Die zu diesem Themenkreis erschienenen Veröffentlichungen der letzten fünfzehn Jahre sind durch eine Vielfalt an Betrachtungsweisen und Instrumenten charakterisiert, wobei die EinzelPerspektive von Anwendern mit einer unzureichenden ökologisch-konzeptionellen Fundierung überwiegt.

1.2

Zielsetzung und Gang der Untersuchung

Zielsetzung dieser Arbeit ist die Einführung und Darlegung des Konzepts „Integriertes Umweltkostenmanagement“, dessen Zweck auf die Stiftung von nachhaltigkeitsorientiertem Nutzen von und für Unternehmen gerichtet ist. Für die Produktions- und Kostentheorie16 sowie für die Bereiche des Rechnungswesens und des Controllings sind bereits eine Vielzahl umweltorientierter Ansätze entwickelt worden,17 die in ihrer Disziplin fest eingebettet sind und Bezüge zu „fremden“ Disziplinen nur vage herstellen. Dies wird etwa deutlich, wenn der Begriff der natürlichen Umwelt durchgängig verwendet wird, ohne etwa eine räumliche Bestimmung dieser Sphäre vorzunehmen, deren Charakteristika zu erarbeiten oder ohne eingriffsbedingte ökologische Implikationen schematisch darzulegen. So wird der Begriff „betriebliche Umweltwirkung“ zwar inzwischen vielfach verwendet, jedoch eine unterschiedliche ökologische Interpretation von „Umweltwirkung“ vorgenommen.18 Dies deutet bereits die Aufgabestellung für den ersten Hauptteil der gegenständlichen Arbeit an: Nach einem lehrgeschichtlichen Rückblick gilt es eine klare Sprachregelung hinsichtlich „natürliche Umwelt“ und „betriebliche Umweltwirkung“ zu schaffen. Die hierbei wahrzunehmenden Entwicklungsaspekte sind durch den Einbezug des Gedankenguts der „ökologischen Nachhaltigkeit“ zu entsprechen. Sodann werden betriebswirtschaftliche Modelle und Ansätze auf ihre ökologische Abbildungsleistung hin untersucht und allfällige Adaptionen 16 17

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Siehe hierzu Kapitel 2.4.3. Zum umweltorientierten Controlling vgl. etwa Wagner/Janzen 1991, Schaltegger/Sturm 1992 oder Günther 1994, zur Umweltkostenrechnung in der jüngeren Vergangenheit etwa Letmathe 1998, Fassbender-Wynands 2001 und Stürznickel/Letmathe 2003. Einen Rückblick bis in die 1970er Jahre gibt Herbst 2001, S. 38 ff. So etwa werden von manchen Autoren die Immissionen den Umweltauswirkungen zugeordnet. Der Verfasser ordnet Immissionen hingegen den Umwelteinwirkungen zu (siehe hierzu Kapitel 2.4.2.1 und Kapitel 2.4.2.1.2).

6 oder Erweiterungen zur Verbesserung der Abbildungsleistung vorgeschlagen. An erster Stelle sind hier die Modelle der Produktions- und Kostentheorie zu nennen, sind sie doch mit anderen Theoriebereichen gut verknüpft und stehen dem Gedankengut des effizienten Ressourceneinsatzes und damit einer Teilstrategie der Nachhaltigkeit am nächsten. Weiters werden Umweltbilanzen hinsichtlich ihrer Möglichkeiten zur verursachungsgerechten Abbildung von betrieblichen Umweltwirkungen und des Einbezugs in ein integriertes Umweltkostenmanagement untersucht. Die Beurteilung der monetären und der nicht-monetäre Bewertung betrieblicher Umweltwirkungen bilden einen weiteren Schwerpunkt. Den Abschluss bildet eine Typisierung der Grundausrichtungen im Umweltschutz nach Stellung des Umweltschutzes im unternehmerischen Zielsystem und der Verhaltensausrichtung unter Einbezug einer empirischen Studie des Autors. Anschließend wird das „Integrierte Umweltkostenmanagement“ als Instrumentenbündel zur Abbildung, Bewertung und Gestaltung der realen Bestandteile des gesamten betrieblichen Wertverzehrs in das bestehende Rechnungswesen einzuordnen sein. Die Wahl des geeigneten Kostenbegriffes für den monetär abzubildenden Wertverzehr sowie der Einbezug verschiedener Konzepte von Umweltkosten bilden dabei den Schwerpunkt. Mit der Ausgestaltung der schadschöpfungsorientierten Lebenszyklusrechnung wird dem Grundgedanken von „ökologischer Nachhaltigkeit und Kreislaufwirtschaft“ entsprochen. Schließlich werden betriebliche Nachhaltigkeitsstrategien (Corporate Sustainability-Strategien) als Verbund von ökologieorientierten Wettbewerbsstrategien und ethikbasierten Strategien der ökologischen Nachhaltigkeit geformt. Der Bezugsrahmen wird durch die Forderungen gesellschaftlicher Anspruchsgruppen sowie der Übernahme ökologischer Verantwortung mit unterschiedlicher Breite (Betrieb, ökologischer Produktlebenszyklus) und unterschiedlicher Tiefe (internalisierte Kosten, externalisierte Kosten) geprägt. In den Bezugsrahmen fließen auch die oben erarbeiteten Grundhaltungen zu Umweltschutz bzw. Nachhaltigkeit ein, um den Zusammenhang zwischen diesen Grundhaltungen und der Übernahme ökologischer Verantwortung offenzulegen. Die erarbeiteten Umweltkosten- und Umweltwirkungsansätze sind folgend im Hinblick auf ihre Zweckmäßigkeit und ihre ökologische Abbildungsleistung für die einzelnen Nachhaltigkeitsstrategien zu erörtern und zu beurteilen. Mit der Visualisierung des Untersuchungsganges (Abbildung 1-1) soll auch der Bezugsrahmen und der innere Zusammenhang des Konzepts „Integriertes Umweltkostenmanagement“ verdeutlicht werden. Mit der Nennung von Themenblöcken, ausgewählten Arbeitsbegriffen und -kapitel sowie der Darstellung der sachlogischen Folge und Vernetzung der Themenblöcke soll ein rascher Zugang zum Konzept gefunden werden. Wo der Einbezug der ökologischen Nachhaltigkeit in das unternehmerische Zielsystem explizit gefordert wird

7 (Kapitel 2), weist diese Arbeit bekennend normative Züge auf. Bei der Wahl, bei der Gestaltung und beim Einsatz der Instrumente versteht sich diese Arbeit als Beitrag zu einer praktisch-normativen Betriebswirtschaftslehre (Diefenbach). Dies betrifft vor allem die Kapitel 3 und 4. Hier werden Modelle adaptiert und Gestaltungsempfehlungen gegeben, um die höchstmögliche Erreichung der unterstellten Ziele von Unternehmen zu ermöglichen. Einführung (Kapitel 1)

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Begriffliche und konzeptionelle Grundlagen der ökologischen Nachhaltigkeit Lehrgeschichtliche Einordnung Ökosysteme u. Technosysteme, Ökosphäre u. Technosphäre Schwache Nachhaltigkeit, Starke Nachhaltigkeit Kritische ökologische Nachhaltigkeit (Kapitel 2.1 bis Kapitel 2.3) Betriebliche Umweltwirkungen Umweltaspekte Umwelteinwirkungen Umweltauswirkungen direkt/indirekt (Kapitel 2.4.1 und Kapitel 2.4.2)

Umweltbilanzen und andere Ansätze zur Abbildung von betrieblichen Umweltwirkungen - Abbildung Mengengerüst - ökologische Bewertung des Mengengerüstes (Kapitel 2.4.4)

Unerwünschte Outputs in der Produktionsund Kostentheorie - Non-Produkt-Output - Material- und Energieverluste - Reststoffe, Restenergie - Rückstände - Emissionen - Input-Output-Modell der ProduktionReduktion (Kapitel 2.4.3)

Bausteine einer nachhaltigkeitsorientierten Unternehmensführung - Verantwortungsprinzip, Kreislaufprinzip, Kooperationsprinzip (Kapitel 2.5) - Umweltschutz und Nachhaltigkeit im betrieblichen Zielsystem (Kapitel 2.6)

Integriertes Umweltkostenmanagement Abbildung, Bewertung und Gestaltung des gesamten betrieblichen Wertverzehrs - Aufgabenfelder des Kostenmanagements - Instrumente des Kostenmanagements - Anwendung „Wertmäßiger Kostenbegriff“ - Umweltkostenkonzepte im Schrifttum - Konzept der Unwertkosten (Kapitel 3)

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Corporate Sustainability-Strategien und zweckadäquate Umwelt(kosten)ansätze Verantwortungsbreite (Bilanzraum) Verantwortungstiefe (Internalisierungsgrad) Standortsicherungs-Strategie Effizienzverbesserungs-Strategie Lebenszyklusinnovations-Strategie Markt- u. Legitimitätsentwicklungs-Strategie (Kapitel 4)

Schlussbetrachtung (Kapitel 5) Abb. 1-1: Konzept „Integriertes Umweltkostenmanagement“ – Gang der Untersuchung

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BETRIEBLICHE SCHADSCHÖPFUNG UND ÖKOLOGISCHE NACHHALTIGKEIT – BETRIEBSWIRTSCHAFTLICHE ANALYSE UND INTERDISZIPLINÄRE PERSPEKTIVEN ZUR EINORDNUNG DES UMWELTKOSTENMANAGEMENTS „Um das Wesen der Dinge, das ewig ist, und die Natur selbst zu erfassen, bedarf es göttlicher, nicht menschlicher Erkenntnis.“ (Philolaos, 5. Jh. v. Chr.)

Es ist nach wie vor umstritten, ob und inwieweit Erkenntnisfortschritte in der Betriebswirtschaftslehre durch das Aufgreifen der ökologischen Thematik erzielbar sind.19 Damit stellt sich die Frage, ob oder inwieweit „Umweltmanagement“ bzw. „betriebliche Umweltwirtschaft“ eine Teildisziplin der Betriebswirtschaftslehre ist. Unabhängig von dieser akademischen Fragestellung erfordert der in der jüngsten Vergangenheit wieder international stärker gewordene ökologische Problemdruck die Beteiligung der Betriebswirtschaftslehre an der Entwicklung von angemessenen Lösungsansätzen unter dem Arbeitstitel „Umweltmanagement“. Für die Bewältigung dieser Aufgabenstellung sind betriebswirtschaftliche Erkenntnisse mit den Erkenntnissen von Nachbardisziplinen sowie den Erkenntnissen anderer Einzelwissenschaften zu verknüpfen. Gegenstand dieses Kapitels ist es daher, die Berührungspunkte von Betriebswirtschaftslehre, Ökologie und anderen Disziplinen zu verdeutlichen, um ein Grundverständnis über Inhalt und Aufgaben des Umweltmanagements bzw. der ökologisch orientierten Unternehmensführung herzustellen. Damit liegen die Voraussetzungen vor für die Ausdifferenzierung der Teilmenge „Umweltkostenmanagement“ im nächsten Hauptkapitel. Bei der Diskussion ob und wie die natürliche Umwelt in der Betriebswirtschaftslehre berücksichtigt wird oder werden sollte, ist ein kurzer Rückblick auf die historische Entwicklung hilfreich. Die Diskussion um die richtige Bestimmung des Wertes bestehender und erzeugter Güter ist insbesondere für Ansätze und Aussagen der Produktions- und Kostentheorie als zentrales Element der Betriebswirtschaftlehre von Bedeutung. Eine zu starke Einschränkung der Betrachtungen auf rein betriebswirtschaftliche Sachverhalte würde jedoch den Blick für wichtige, mit der natürlichen Umwelt in engstem Zusammenhang

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„Der Erkenntnisfortschritt für die Betriebswirtschaftslehre durch die Betonung des Umweltaspektes ist wohl eher gering: die Umwelt und der Umweltschutz können in der Betriebswirtschaftslehre methodisch nur erfasst werden, wenn sie sich in Kosten und Erlösen niederschlagen. Eine Berücksichtigung ist dann aber selbstverständlich mit dem herkömmlichen Instrumentarium auch möglich.“ (Wöhe 2000, S. 90 [kursiv im Original fett]).

9 stehende und die betriebswirtschaftliche Theorie maßgeblich beeinflussende, Entwicklungen verstellen.

2.1 Von den Vorläufern der Ökonomie bis zur ökologieorientierten Betriebswirtschaftslehre - die natürliche Umwelt in aggregierten Modellen „Sollte nicht von dem Fortschritt der menschlichen Kultur ungefähr das gelten, was wir bei jeder Erfahrung zu bemerken Gelegenheit haben? Hier aber bemerkt man drei Momente: Der Gegenstand steht ganz vor uns, aber verworren und ineinanderfließend. Wir trennen einzelne Merkmale und unterscheiden. Unsere Erkenntnis ist deutlich, aber vereinzelt und borniert. Wir verbinden das Getrennte, und das Ganze steht abermals vor uns, aber jetzt nicht mehr verworren, sondern von allen Seiten beleuchtet. In der ersten Periode waren die Griechen. In der zweiten stehen wir. Die dritte ist also noch zu hoffen, und dann wird man die Griechen auch nicht mehr zurückwünschen.“ (Friedrich von Schiller 1793, Kommentierung eines Aufsatzes von Wilhelm v. Humboldt)20

Die Relevanz der Betrachtung historischer Entwicklungen ergibt sich daraus, dass der Einbezug der natürlichen Umwelt vor dem Hintergrund der sozio-kulturellen, wirtschaftlichen, technologischen und politisch-rechtlichen Bedingungen sowie der ökologischnaturalen Gegebenheiten gesehen werden muss. So finden die in den jeweiligen Epochen und Ländern entwickelten Zugänge zu Wirtschaft und betrieblicher Tätigkeit ihre Erklärung in den im Laufe der Geschichte sich verändernden Hintergrundbedingungen.

2.1.1

Historischer Abriss von der Entstehung und vom Wandel des Naturbildes in Gesellschaft, Wirtschaft und Naturwissenschaft

Gesellschaften haben im Laufe der Geschichte unterschiedlich mit der natürlichen Umwelt interagiert und haben verschiedene Bilder von „Natur“ entworfen.21 Auf solche Naturbilder 20 21

Zitiert in Göllinger 2006, S. 105. Der an der Universität von Kalifornien lehrende Geograf und Pulitzer-Preisträger Jared Diamond zeigt in seinem Werk „Kollaps – Warum Gesellschaften überleben oder untergehen“, wie Gesellschaften in der weiter zurückliegenden Menschheitsgeschichte mit „Natur“ praktisch umgegangen sind. Er untersucht eine Reihe untergegangener Gesellschaften von den Polynesiern auf den Osterinseln über die seinerzeit auf Grönland lebenden Wikinger bis hin zu den Mayas. Diamond filtert fünf Faktoren heraus, deren Zusammenspiel den jeweiligen gesellschaftlichen Zusammenbruch ausgelöst hat. Drei dieser fünf Faktoren weisen einen direkten Umweltbezug auf: (1) Die Zerstörung der natürlichen Umwelt durch den Menschen, (2) der Wandel des Klimas sowie (3) die Reaktionen der einzelnen Gesellschaften auf die äußere Gefährdung ihrer Lebensgrundlagen. Mit der Abwendung des Kahlschlages im japanischen Inselreich durch die TokugawaDynastie (1603-1867) oder beispielsweise. mit der Art und Weise, wie heute der Minen- und Ölkonzern

10 greifen auch grundlegende Ansätze bzw. Paradigmen der Betriebswirtschaftlehre des 20. Jahrhunderts zurück, deren Erweiterung heute dringend geboten erscheint. Das im Folgenden zu vermittelnde Verständnis der geschichtlichen Entwicklung verschiedener Vorstellungen von „Natur“ bildet die Grundlage für die weiteren Ausführungen zu einer interdisziplinären Öffnung der Betriebswirtschaftlehre.

2.1.1.1 Vom Naturbild der Vorklassik und Klassik Aristoteles (384-322 v. Chr.) 22 ein Schüler Platons unterschied erstmals zwischen einem Tauschwert und einem Gebrauchswert eines Gutes. Während der Tauschwert aus den subjektiven Bedürfnissen der „Tauschwilligen“ resultiert und nur einen vermeintlichen Wert darstellt, beinhaltet der physische Gebrauchswert eines Gutes eine „objektive“ Nützlichkeit. Diesem physischen Gebrauchswert wurde von Aristoteles auch die Trägerschaft des tatsächlichen Reichtums zugeordnet.23 Der Gebrauchsnutzen der Güter wurde dabei stark an die Lebensbedingungen der Menschen orientiert, die als organische Bestandteile der Natur aufgefasst wurden. Augustinus (354-430) 24 unterschied den Naturwert eines Gutes („valor naturalis“) von seinem Gebrauchswert („valor usualis“), indem er den Naturwert als absoluten, auf der Rangordnung allen Lebens in der Natur basierenden Wert begriff und den Gebrauchswert allein auf Kriterien der unmittelbaren individuellen Nützlichkeit der Güter bezog.25 Nach Immler sieht Augustinus eine Zerstörung der natürlichen, physischen Umwelt durch den Menschen voraus, da der Gebrauchswert in Einzelfällen dem Naturwert diametral gegenübersteht und die individuelle Nutzenmaximierung aufgrund indirekter Folgewirkungen den Nutzen der Gesamtheit senken kann. 26 Diese in einer Zeit scheinbar unerschöpflicher Naturreserven gewonnene philosophische Erkenntnis erhält angesichts der heute zunehmend knapper werdenden natürlichen Ressourcen neue Aktualität. Thomas Morus (1478-1535) betrachtet in seinem Staat Utopia27 ein Gut nur dann als wertvoll, wenn es der Erhaltung bzw. Verbesserung der (physisch-materiellen) Lebensbedingungen

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Chevron in Neuguinea Erze abbaut, lässt Diamond zugleich Hoffnung aufkommen, dass die gegenwärtig existierenden Gesellschaften imstande sind, die ökologische Herausforderung zu meistern (vgl. Diamond 2005). Zur Person und zur ökonomischen Interpretation der Arbeiten von Aristoteles vgl. Finley 1987. Vgl. Bloech/Bogaschewsky/Schulze 1987, S. 4. Zu Leben und Werk des hl. Augustinus vgl. Augustinus 1914 und Offergelt 1914. Vgl. Offergelt 1914, S. 168 f. Vgl. Immler 1985, S. 37. Vgl. Morus 1981.

11 dient. Direkt nützliche Objekte wie Wasser, Luft oder Eisen erhalten somit einen höheren Stellenwert als indirekt nützliche wie Gold oder das Geld.28 Morus wollte ein Ordnungssystem entwerfen, in der Mensch und Natur in Harmonie leben konnten. Der Mensch sollte hierbei der Natur nur soviel Reichtümer entnehmen, wie sie - ohne Schaden zu nehmen geben konnte. Seine Ideen waren stark humanistisch bzw. vom Gedankengut der (englischen) Renaissance geprägt.29 Das der Industriegesellschaft zugrunde liegende Paradigma und das ihr immanente Wertesystem haben sich bereits im 16. und 17. Jahrhundert geformt. Herrschte davor eine organische Weltsicht, deren Rahmen von Philosophie und Theologie bestimmt wurde und deren Hauptaugenmerk auf das Verstehen natürlicher Erscheinungen gerichtet war30, so änderte sich diese Weltanschauung mit Galileo Galilei (1564-1642) 31 grundlegend: Die Vorstellung von einem lebenden, organischen Universum wurde durch das Bild von der Welt als gesetzmäßig funktionierende Maschine abgelöst. Galilei versuchte die Erscheinungen der Natur und die Beziehungen zwischen ihnen mittels mathematischer Modelle zu erfassen32. Diese Form der Naturbeschreibung, die die Messbarkeit und Quantifizierbarkeit der betrachteten Erscheinungen voraussetzt 33, kennzeichnete in der Folge die Naturwissenschaft des 17. Jahrhunderts und ist bis heute ein entscheidendes Instrument der Theoriebildung geblieben. Nachdem sich die Naturwissenschaften von bloßen Hypothesen und Spekulationen abgehoben hatten, waren auch die Philosophen dieser Zeit bemüht, „beweisbare Wahrheit“ zu formulieren. So etwa schuf René Descartes (1596-1650) 34 mit der Trennung von Geist (res 28 29 30 31

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Vgl. Immler 1985, S. 47 ff. Vgl. Immler 1985, S. 50. Zur Vorgeschichte des neuzeitlichen Denkens siehe ausführlich Staudinger/Behler 1976, S. 11 ff. Erst Galilei hat durch die Anwendung der - im Zuge seiner astronomischen Untersuchungen entwickelten wissenschaftlichen Methoden aus den Hypothesen von Kopernikus (1473-1543; Ablöse des geozentrischen Weltbildes) und Kepler (1571-1630; Gesetze von der Bewegung der Planeten) eine wissenschaftlich fundierte Theorie geformt und damit den eigentlichen Wandel in der wissenschaftlichen Weltanschauung eingeleitet. Ausführlich hierzu Lorenzen 1960, S. 129. Wichtiger als die dabei erzielten Ergebnisse war letztlich die von ihm angewendete induktive Methodik. Dazu Weizsäcker pointiert: „Galilei tat seinen großen Schritt, indem er wagte, die Welt so zu beschreiben, wie wir sie nicht erfahren. Er stellte Gesetze auf, die in der Form, in der er sie aussprach, niemals in der wirklichen Erfahrung gelten, die aber dafür mathematisch einfach sind. So eröffnete er den Weg für eine mathematische Analyse, die die Komplexität der wirklichen Erscheinungen in einzelne Elemente zerlegt.“ Weizsäcker 1966, S. 107. Galilei forderte die Wissenschaft auf, sich auf die messbaren Eigenschaften materieller Körper zu beschränken. Andere (qualitative) Eigenschaften waren für ihn nur subjektive Projektionen des Geistes, die er aus dem wissenschaftlichen Forschungsbereich ausschloss. Diese Sichtweise hat sich zwar in der modernen Wissenschaft als nützlich erwiesen, jedoch zu einer starken Einengung ihres Blickfeldes geführt. Ausführlich hierzu Capra 1983, S. 53 f. Descartes gilt als Begründer der neuen Philosophie und der daraus abgeleiteten Weltanschauung. Grundlage dieser Philosophie bildete der Glaube an die Gewissheit der wissenschaftlichen Erkenntnis (vgl. Staudinger/ Behler 1976, S. 61). Capra zeigt, dass Descartes jedoch schon an diesem Ausgangspunkt irrte: Die Physik des 20. Jahrhunderts führte zur Erkenntnis, dass wissenschaftliche Theorien und Modelle nur begrenzt gültig

12 cogitans) und Materie (res extensa) die Voraussetzung dafür35, die Welt der Materie allein in den Begriffen der Anordnung und der Bewegung ihrer Teile zu erklären36. Das materielle Universum ist demnach im Grunde nichts anderes als eine Maschine, in der weder Sinn noch Spiritualität zu finden seien. 37 Die Grundlegung der klassischen Naturwissenschaft gelang schließlich Sir Isaac Newton (1642-1727) durch Synthese der Arbeiten von Kopernikus, Kepler, Galilei, Bacon 38 und Descartes. Er führte die mechanistische Philosophie in eine mechanistische Naturwissenschaft über. In seinem Werk „Philosophia Naturalis Principia Mathematica“ (erschienen 1687) verband Newton die empirisch induktive Methode von Bacon und die analytisch deduktive Methode von Descartes. 39 Zugleich hob er hervor, dass weder Experimente ohne systematische Deutung noch eine Deduktion aus allgemeinen Prinzipien ohne experimentelle Grundlage zu einer verlässlichen Theorie führen. Auf dieser Methodologie beruht seither die Naturwissenschaft. Das mechanistische Bild der Natur prägte in den folgenden Jahrhunderten nicht nur die Naturwissenschaften, sondern griff auch auf andere sich entwickelnde Wissenschaften und

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sind und sich der Wirklichkeit nur annähern (vgl. Capra 1983, S. 56). Dennoch ist der kartesianische Glaube an die wissenschaftliche Wahrheit bis heute ein Charakteristikum der abendländischen Kultur geblieben. Diese kartesianische Trennung führte schließlich zur Aufspaltung von Wissenschaft in die Geistes- und die Naturwissenschaften. Heisenberg betonte in diesem Zusammenhang immer wieder, dass gerade in den „Wissenschaften vom Leben“ diese kartesianische Trennung zu großen Konfusionen geführt und die Interpretation beobachteter Phänomene lange Zeit erschwert hatte und zum Teil heute noch erschwert. Vgl. Heisenberg 1973, S. 81. Descartes hat auch durch die Einführung der analytisch-deduktiven Denkmethode die weitere wissenschaftliche Entwicklung maßgeblich beeinflusst. Diese Methode wurde zum wesentlichen Charakteristikum der modernen Wissenschaft, wonach komplexe Tatbestände zunächst in einzelne Teile zerlegt, analysiert und nach Kausalbeziehungen angeordnet werden. Die Überbewertung dieser deduktiven Methode hat jedoch auch in der Wissenschaft zur Zersplitterung in hoch spezialisierte Disziplinen und zu einem weit verbreiteten Reduktionismus beigetragen, d.h. zu einer Realitätsausblendung durch (zu) starke Komplexitätsreduktion (hierzu ausführlich Capra 1983, S. 58). In seinem Bemühen, eine exakte Naturwissenschaft zu begründen, dehnte Descartes seine mechanistische Naturauffassung von der Materie auch auf Organismen wie den menschlichen Körper aus („L´Homme“, erschienen 1662). Vgl. hierzu Merchant 1987, S. 208 ff. Ist es bis ins frühe 16. Jahrhundert Ziel der Wissenschaft gewesen, die natürliche Ordnung zu erforschen, um das Leben in eine Harmonie mit dieser Ordnung zu bringen, so dient seit Sir Francis Bacon (1561-1626) das rationale, empirisch gesicherte Wissen über die Naturprozesse dem Menschen dazu, die Natur zu beherrschen und zu kontrollieren („knowledge itself is power“). Zum Beitrag Bacons zur Entstehung und Etablierung des Fortschrittsparadigmas und seiner weltanschaulichen Verallgemeinerung vgl. Kreibich 1986, S. 134 ff. Die Zusammenführung dieser Ansätze durch Newton zu einer widerspruchsfreien mechanistischen Naturlehre wird allgemein als die größte wissenschaftliche Leistung der abendländischen Kultur des 17. Jahrhunderts erachtet. Vgl. hierzu Capra 1983, S. 62 f.

13 Geistesbewegungen 40 über. Es dient bis heute in vielen Fällen als (wissenschaftliche) Rechtfertigung für die (tiefen) Eingriffe des Menschen in die natürliche Umwelt. Parallel zur Naturwissenschaft entwickelte sich auf der Grundlage des kartesianischen Weltbildes auch die neuzeitliche Wirtschaftswissenschaft. Hervorzuheben sind hier der zum Freundeskreis von Newton zählende Anatomieprofessor William Petty (1623-1687) 41 und John Locke (1632-1704) 42. Petty betrachtete Arbeit und Boden als quasi zusammengehörende Produktivkräfte43, deren Kombination physischen Reichtum entstehen lässt (Wertentstehung). Gegenüber dem Boden bzw. der Natur ist Arbeit der bestimmende Faktor („aktives Prinzip“)44 und das Maß zur Bestimmung des Tauschwertes eines Gutes. Petty meinte, den naturalen Wertanteil eines Gutes ermitteln zu können, indem er vom Gesamtwert den Arbeitsanteil abzog. Allerdings zeigte sich die Unmöglichkeit der Bestimmung fassbarer Wertgrößen für Güter, die nicht auf dem Markt vorhanden sind und somit keinen Preis haben. Locke bereitete die in England entstehende klassische ökonomische Theorie grundlegend vor. Locke gelangte durch Beobachtung der materiellen Produktion zum Schluss, dass der Wertbildungsprozess im wesentlichen auf dem Arbeitsprozess beruht, in dem die menschliche Arbeitskraft auf die Natur einwirkt, d.h. ihr die zunächst noch nutzlosen Rohstoffe entnimmt und sie zu nützlichen und wertvollen Produkten umformt. Durch den Arbeitsprozess kann „freie Natur“ angeeignet und privates Eigentum45 gebildet werden. Die Preise für die Produkte ergeben sich nach Locke nicht (nur) aus der zur Herstellung der Produkte erforderlichen Arbeitsmenge, sondern lassen sich objektiv durch Angebot und Nachfrage ermitteln.46 Das Potential der Natur ist unerschöpflich, d.h. es wird davon ausgegangen, dass der Verbrauch von Naturgütern den Zustand der Natur nicht verändert. Bei der Produktion stehen individuelle Existenzsicherung und (kurzfristige) Nutzenmaximierung im Vorder40

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Ein Beispiel hierfür ist die geistige Bewegung der Aufklärung in Europa in ihrem Spannungsfeld zwischen Empirismus (Thomes Hobbes, John Locke, David Hume u.a.) und Rationalismus (René Descartes, Voltaire u.a.). Vgl. hierzu etwa Staudinger/Behler 1976, S. 63 ff. Zu Leben und Werk von William Petty vgl. Roncaglia 1987. Zur Person John Locke und seinen wichtigsten Arbeiten vgl. Vaughn 1987. Damit schließt Petty in gewisser Weise an Aussagen von Morus an, was insofern nicht verwunderlich ist, als Petty einige Jahre als sein Sekretär tätig war und so von Morus vermutlich in seiner Gedankenführung beeinflusst wurde. Petty wird damit zum Vorläufer einer Wertlehre („physische Arbeitswertlehre“), die später von John Locke, Adam Smith et al. weiterentwickelt werden sollte. Vgl. hierzu Immler 1985, S. 57 ff. Die Arbeit dient somit nicht nur der Wertbildung, sondern auch der Bildung privaten Eigentums. Im Rahmen seiner gesellschaftstheoretischen Vorstellungen war die physische Arbeitswertlehre für Locke eine wesentliche Grundlage, die Bildung von privatem Eigentum zu legitimieren (vgl. Immler 1985, S. 75). Diese Definition des Preises und sein Zustandekommen über Angebot und Nachfrage erhielten in den Wirtschaftswissenschaften bald einen ähnlichen Status wie die Gesetze der Mechanik in den Naturwissenschaften (vgl. Capra 1983, 214 f.).

14 grund, indirekt oder langfristig entstehende Wirkungen auf das Gesamtsystem werden nicht berücksichtigt.47 Adam Smith (1723-1790) 48 begründete mit dem 1776 erschienenen Werk „An Inquiry into the Nature and Causes of the Wealth of Nations“ 49 die klassische Nationalökonomie. Nach seinem Ideengut sollte die Wahrnehmung individueller Interessen durch die Koordination des Marktes als „natürlich gewachsene und selbstregelnde Prinzipien“50 zu sozialem Ausgleich, Harmonie und wirtschaftlichem Wachstum führen. Smith´ Harmonieprämisse implizierte im Sinne einer bestmöglichen Förderung der gesamtgesellschaftlichen Lebensqualität die Identität von ökonomischer und gesellschaftlicher Rationalität.51 Hierdurch wollte er die Funktionstüchtigkeit eines marktorientierten Wirtschaftssystems unabhängig von der Herrschaftsstruktur aufzeigen. Smith unterscheidet die Produktionsfaktoren Boden, Arbeit und Kapital, denen er die Einkommensanteile Rente, Lohn und Gewinn zuordnet.52 Die Produktivkraft der Natur begriff Smith als Bestandteil seiner gesellschaftlichen und wirtschaftlichen Harmonievorstellung, denn soweit „ […] die Physis im ökonomischen System eine Rolle spielte, […] war sie - so wurde angenommen - als Marktpartner bewertet und somit über den Preis am Marktgeschehen beteiligt“53. Verkaufsfähige Güter (Waren) setzen wiederum eine gewisse Abgrenzbarkeit, Teilbarkeit und Quantifizierbarkeit voraus54, womit alle Naturstoffe, die diese Eigenschaft nicht erfüllen, ausgeschlossen wären. Eine Nicht-Warenförmigkeit wird dann mit einer Nicht-Knappheit gleichgesetzt.55 Durch David Ricardo (1772-1823) und John Stuart Mill (1806-1873) wurde die klassische in die neoklassische Nationalökonomie übergeführt. Ricardo legte den Grundstein für die quantitative Ökonomie, indem er die Abstraktion und Variation eines Faktors (Zinsen, Grundrente, Löhne) bei gleichzeitiger Annahme der Konstanz der anderen Faktoren zum Gegen-

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Locke legte damit einen Grundstein für die spätere, weitgehende Ausklammerung der natürlichen Umwelt aus der ökonomischen Theorie. Zum Naturbild Lockes und den zugrunde liegenden Annahmen vgl. Immler 1985, S. 87 ff. Zur Person Adam Smith und seinen wichtigsten Arbeiten vgl. Skinner 1987. Siehe Smith 1974 [1776]. Das wohl allgemeinste Modellkonstrukt, in dem diese Harmonieprämisse zum Ausdruck kommt, ist Adam Smith´ „unsichtbare Hand“, durch die der Mensch geleitet wird, „einen Zweck zu fördern, den er in keiner Weise beabsichtigt hatte“ (Smith 1920, S. 235). Vgl. Ulrich 1981, S. 58. Laut Josiah Tucker - einem Zeitgenossen von Adam Smith - schlägt die universelle Antriebskraft der Natur, die Eigenliebe, eine Richtung ein, „in der sie das öffentliche Wohl durch jene Anstrengungen fördert, die sie in Verfolgung ihrer eigenen Zwecke vollbringt“ (Tucker 1931 [1756], S. 59). Vgl. Smith 1974, S. 46. Immler 1985, S. 172. Zugleich kann jener Natur kein ökonomischer Wert zugemessen werden, die sich nicht als privates Eigentum erfassen und am Markt austauschen lässt. Damit erweist sich die gesellschaftliche Rationalität des Tauschwertes als begrenzt. Vgl. Immler 1985, S. 144 f. Vgl. Immler 1985, S. 166.

15 stand mathematischer Aussagen machte 56. Er vertrat konsequent eine reine Arbeitswertlehre, d.h. er verneinte einen produktiven Beitrag der Natur an der Wertschöpfung. Diese Erkenntnis basierte auf der Ansicht, dass die natürlichen Ressourcen unerschöpflich und somit ohne Preis sind. 57 Mill engte die Volkswirtschaftslehre auf die reine Produktionslehre ein, wobei er soziale und umweltbezogene Zusammenhänge ausklammerte 58.

2.1.1.2 Vom Naturbild der Physiokraten Die Physiokraten des 18. Jahrhunderts waren die ersten, die sich selbst als Wirtschaftswissenschafter ausgaben. 59 Sie nehmen insofern eine Sonderstellung in der Entwicklungsgeschichte des Naturbildes der Ökonomie ein, als sie zwar die Natur und die landwirtschaftliche Produktion in den Mittelpunkt ihrer Betrachtung stellten, aber die späteren Entwicklungen nicht beeinflussten. Hintergrund des Ideengutes waren die Verhältnisse in der französischen Landwirtschaft zu dieser Zeit, in der durch überhöhte Abgaben zur Finanzierung der feudalen Herrschaftsstruktur, die verarmten Bauern nicht mehr in der Lage waren, die Felder ausreichend zu bestellen. Die Feudalherren waren ebenso in ihrer Existenz bedroht, da ohne Erträge keine Abgaben anfielen. Das zentrale Anliegen der Physiokraten war daher, dass die Produktionsbedingungen immer wieder in ihren Ausgangszustand rückzuführen bzw. diesem gegenüber zu verbessern sind und nur dadurch als Quelle des wirtschaftlichen Reichtums dienen können. Davon ausgehend entwickelte Francois Quesnay (1694-1774) 60 - Begründer und Hauptvertreter des Physiokratismus und Zeitgenosse von Adam Smith - das erste gesamtwirtschaftliche Produktions- und Reproduktionsmodell der Ökonomie („tableau économique“). Der Boden wird als der Produktionsfaktor hervorgehoben, der durch die menschliche Arbeit lediglich positiv oder negativ beeinflusst werden kann. Der Boden als hauptsächlicher Wertestifter begründete auch das Renteneinkommen der Grundeigentümer. Die Umsetzung des physiokratischen Konzeptes wurde durch die politische Entwicklung der französische Revolution verhindert. Die aus der Biologie übernommene kreislaufanalytische Betrachtungsweise 61 fand zwar später große Beachtung, die stofflich-naturale Seite von 56 57

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Ausführlich hierzu Immler 1985, S. 202 ff. Vgl. Ricardo 1923, S. 64 ff. Weitere Vertreter der reinen Arbeitswertlehre, wie etwa Karl Marx (18181883), schlossen sich dieser Sichtweise an. Marx stellte die Arbeit als wertschöpfenden Faktor in den Mittelpunkt seiner Betrachtungen und sah die Natur als unbegrenzte und damit kostenlose Ressource an (vgl. hierzu Mandel 1987, S. 367 ff. und Immler 1985, S. 239 ff.). Vgl. Capra 1983, S. 221 f. Der Begriff „Physiokraten“ beruht auf den griechischen Wortstämmen „phýsis“ (natur) und „kràtos“ (Kraft). Vgl. hierzu Vaggi 1987a, S. 869. Zur Person Francois Quesnay und seinen wichtigsten Arbeiten siehe Vaggi 1987b. Es wird angenommen, dass die Entdeckung des Blutkreislaufes den Arzt Quesnay (er war Leibarzt von König Ludwig XV) dazu angeregt hat, den wirtschaftlichen Kreislauf gewissermaßen als „Physiologie der Wirtschaft“ zu betrachten. Zur biologischen Ausrichtung der physiokratischen Lehre siehe Heimann 1949, S. 68.

16 Produktion und Konsumtion wurde jedoch von der klassischen Nationalökonomie nur mittelbar erfasst. Die Kritik an den Physiokraten bezog sich regelmäßig auf die Instabilität des Lehrgebäudes 62, nicht auf die durchaus wegweisende, naturnahe Sicht des Wirtschaftens 63. Die physiokratische Schule und auch noch die klassischen Nationalökonomie waren sich der natürlichen Grundlagen des Wirtschaftens durchaus noch bewusst. Vor allem in ihren Bezügen zur Landwirtschaft als Basis des Wirtschaftens reflektierten sie mehr (Physiokraten) oder weniger deutlich (Klassiker) den stofflichen Kreislauf.64 Beide irrten jedoch im Hinblick auf die reale gesellschaftliche und insbesondere industriell-technologische Entwicklung in den darauf folgenden Jahrzehnten.65

2.1.1.3 Von der Neoklassik und deren Naturbild – Entstehung und Kritik Der Neoklassik 66 werden hier Ansätze zugeordnet, die einen direkten Bezug zur Marginalanalyse aufweisen. Die Veröffentlichungen hierzu wurden von mehreren unterschiedlichen Denkschulen geprägt. Erst durch die 1890 von Alfred Marshall (1842-1924) 67 veröffentlichten „Principles of economics“ 68 fand die neoklassische Ausrichtung der Ökonomie breite Anerkennung. Darin legte Marshall u.a. die zentrale Bedeutung von Angebot und Nachfrage für die Bestimmung des Tauschwertes dar. Weitere Wegmarkierungen waren das „Erste Gossensche Gesetz“ vom positiven, aber abnehmenden Grenznutzen69 bzw. von der positiven,

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Vgl. Seidel/Menn 1988, S. 144 und Immler 1985, S. 298 ff. Für den zentralen physiokratischen Wirtschaftssektor (die Landwirtschaft) wurde eine naturgesetzliche, d.h. antiliberale Wirtschaftsordnung postuliert. Für die „unproduktiven“ Wirtschaftssektoren, wie etwa Handel und Gewerbe, galten liberale Wirtschaftspostulate (vgl. Immler 1985, S. 419). An dieser Stelle muss angemerkt werden, dass nach der Erschöpfung von Erdöl als energetische Basis für die Produktion und die globale Vermarktung landwirtschaftlicher Güter im Laufe der zweiten Hälfte dieses Jahrhunderts im Zusammenhang mit dem – im gleichen Zeitraum – spürbarer werdenden Auswirkungen des Klimawandels die Versorgung der Erdbevölkerung mit biologisch einwandfreiem Trinkwasser und Lebensmitteln in – heute als hoch entwickelt bezeichneten - Ländern (wieder) zu einem bedeutenderen Faktor für die Fortentwicklung der Gesellschaften werden könnte. Vor diesem Hintergrund ist festzuhalten, dass der Landwirtschaft als „Hüter des fruchtbaren Bodens“ und der Wasserwirtschaft als „Hüter des blauen Goldes“ in den meisten Industrieländern ein Stellenwert zukommt, der ihrer Bedeutung für den Menschen als Primärproduzenten überlebensnotwendiger Güter heute nicht mehr gerecht wird. Vgl. Seidel/Menn 1988, S. 14. Vgl. Seidel/Menn 1988, S. 144. Der Begriff „neoklassisch“ wurde erstmals von Veblen (Veblen 1900) benutzt, um die Arbeiten von Marshall und die Ansätze der sog. „Cambridge-Schule“ zu charakterisieren. Anfänglich betonten vor allem Hicks (Hicks 1932) und Stigler (Stigler 1941) den Bezug neoklassischer Ansätze zur Marginalanalyse bzw. theorie. Der Begriff der Neoklassik wurde auch durch den vielfachen Wortgebrauch in einem Lehrbuch von Samuelson (Samuelson 1955) weit verbreitet. Vgl. ausführlich hierzu Aspromourgos 1987, S. 625. Zu Leben und Werk von Alfred Marshall siehe Whitaker 1987. Siehe Marshall 1890. Hermann Heinrich Gossen (1810-1858) formulierte dieses „Gesetz“, das sich jedoch inhaltlich schon auf die Scholastiker zurückführen lässt (vgl. Groenewegen 1987, S. 551).

17 aber abnehmenden Grenzproduktivität70, die Proportionalität von (Güter-)Preisen und Grenznutzen („Zweites Gossensches Gesetz“) bzw. von (Faktor-)Preisen und Grenzproduktivität im Optimum (Nutzenmaximum bzw. Minimalkostenkombination)71, sowie die Substituierbarkeit von Gütern bzw. Faktoren bei einer abnehmenden Grenzrate der Substitution 72. Haben die Klassiker noch ein differenziertes Menschenbild, so ist das Menschenbild der Neoklassik ein unter wohlfahrttheoretischen und marktbezogenen73 Prämissen handelnder Homo oeconomicus. Zu den Grundannahmen der Wohlfahrtstheorie zählen der methodologische Individualismus, der Utilitarismus, die Annahme rationalen Verhaltens und das Tauschparadigma. 74 Tauschakte auf den Güter- und Faktormärkten bewirken eine optimale Allokation, wobei der Markt sich selbst reguliert und einem Gleichgewichtszustand zustrebt. 75 Dieser Gleichgewichtszustand ist nach den Modellvorstellungen in einem doppelten Sinne „pareto-optimal“. Es wird nicht nur effizient produziert, sondern es erfolgt auch die Verteilung von Gütern und Einkommen auf eine Weise, sodass kein Individuum besser gestellt werden kann, ohne dass ein anderes Individuum schlechter gestellt werden muss. Umweltgüter sind nach den neoklassischen Modellvorstellungen entweder unerschöpflich („Nicht-Rivalität in der Nutzung von Umweltgütern“) oder aber knapp, d.h. sie befinden sich idealtypisch in Privateigentum („Rivalität in der Nutzung von Umweltgütern“ durch den möglichen Ausschluß ihrer individuellen Nutzung). Für „private Umweltgüter“ können Preise ermittelt werden, wenn diese Güter (beliebig) teilbar sind und eine unentgeltliche bzw. unberechtigte Nutzung ausgeschlossen werden kann. Handelt es sich bei Umweltgütern um „öffentliche Güter“ 76 und legt der Staat für diese keine (angemessenen) Preise fest bzw. ist die Nutzung kostenlos 77, so werden diese Güter ohne Einschränkung in der Höhe verbraucht 70 71 72 73

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Vgl. Schumann 1987, S. 14 ff. und 106 ff. Vgl. ebd., S. 24 ff. und 124 ff. Vgl. ebd., S. 16 ff. und 109 ff. Die marktbezogenen Prämissen des neoklassischen Modells sind eine große Zahl von Marktteilnehmern auf der Angebots- und auf der Nachfrageseite, unbeschränkter Marktzutritt, Homogenität des Gutes, völlige Markttransparenz, vollkommene Voraussicht und unbeschränkte Entscheidungskapazität des Individuums. Vgl. hierzu Woll 1976, S. 164. Vgl. Rennings 1994, S. 27 ff. Streißler versteht unter Neoklassik „die individuelle Optimierung (unter Nebenbedingungen) bei Sicherheit in reiner Konkurrenz in einem simultanen Gleichgewichtsansatz ohne Plankonflikte allein aufgrund von einheitlichen Marktpreisen und individuellen Ausstattungsvorräten […]“ (Streißler 1980, S. 62). Den Ausführungen in Kapitel 2.4.1 vorgreifend gelten für öffentliche Güter per Definition die „Unmöglichkeit des Ausschlusses“ von der Nutzung und die „Nichtrivalität in der Nutzung“. Letzteres bedeutet, dass sich der Güterbestand durch individuelle Nutzung nicht relevant verändert (Annahme der „Unerschöpflichkeit“; vgl. ausführlich hierzu Schumann 1987, S. 411). In einer weniger strengen Definition müssen für öffentliche Güter die Charakteristika „Unmöglichkeit des Ausschlusses“ und „Unerschöpflichkeit“ nicht gleichzeitig gegeben sein (vgl. Baumol/Oates 1988, S. 19). Insofern löst der Staat durch die kostenlose Nutzung von Gütern positive – im Text unten erläuterte – externe Effekte aus.

18 werden, in der sie nachgefragt werden. Da der Gütereinsatz tatsächlich jedoch sogenannte externe Effekte („externe Kosten“, „soziale Kosten“) verursacht, die keine Entsprechung im Preis 78 der mit dem Faktor hergestellten Produkte finden, werden nicht-optimale, d.h. zu hohe Mengen der Produkte nachgefragt und dies führt zu einer Übernutzung der Umweltgüter. Als Beispiel für öffentliche Umweltgüter können „saubere“ Luft und Trinkwasser (in Europa) gelten. Durch zunehmende Nutzung und Verschmutzung dieser Güter sinkt das Angebot an „sauberen“ Ressourcen, sodass diese nicht mehr als unerschöpflich angesehen werden können. Bei weiterer kostenloser Inanspruchnahme entstehen Übernutzungen, deren Kosten (z.B. die Aufbereitung von Trinkwasser) von der Allgemeinheit zu tragen sind. Der zunächst positive externe Effekt kostenloser Nutzung der Umweltgüter schlägt in einen negativen externen Effekt um. Von den Neoklassikern wurde die Problematik der „externe Effekte“ zu Beginn des 19. Jahrhunderts zwar definiert und beschrieben, die damit verbundene Tragweite für Wirtschaft und Gesellschaft wurde jedoch weder praktisch noch theoretisch erkannt. Erst in den 1960er Jahren erfolgte eine tiefere theoretische Auseinandersetzung mit diesem Problemkreis.79 Anfang der 1970er Jahre wurde deutlich, dass die Übernutzung der natürlichen Umwelt auf die Wirtschaft zurückschlagen kann, sodass das uneingeschränkte Wachstum stark in Frage gestellt wurde. Die in diesem Zusammenhang in der breiten Öffentlichkeit bekannteste Publikation war der Club of Rome-Bericht „The Limits to Growth“80. Mit der Erwartung einer zunehmenden Verknappung von Ressourcen begann eine umwelt- und wirtschaftswissenschaftliche Diskussion um die ökologische Nachhaltigkeit von Wirtschaft und Gesellschaft. Das ökonomisch-ökologische Theoriespektrum spiegelt sich heute in den volkswirtschaftlichen Wissenschaftszweigen der Umweltökonomie und der Ökologischen Ökonomie 81 sowie in dem betriebswirtschaftlichen Wissenschaftszweig der Umweltwirtschaft 82 bzw. des Umweltmanagement wider. Typisch für das neoklassische Naturbild ist, dass nicht die Sachgüter als solche im Mittelpunkt der Betrachtung stehen, sondern lediglich als Träger nutzenstiftender Eigenschaften.

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Zugleich muss das Ansetzen eines Preises für ein öffentliches Gut als ineffizient angesehen werden, sofern für seine Erzeugung bzw. Erhaltung keine Kosten anfallen. Eine Preiserhöhung würde zu einer Verringerung der positiven externen Effekte bei den Produzenten und Konsumenten dieses Gutes führen, was in der sozio-ökonomischen Realität eine Veränderung der Verteilung zur Folge hätte. Zu weiteren Ausführungen zu diesem Themenkreis siehe Kapitel 3.4.4.1. Vgl. Meadows 1972. Ausführlich zu Differenzen in den Ansätzen und zur Diskussion der verwendeten Methoden von Umweltökonomie (environmental economics) und Ökologischer Ökonomie (ecological economics) Hampicke 1992, S. 303 ff. Zur Entwicklung der betrieblichen Umweltwirtschaft siehe Kapitel 2.1.2.

19 Relevant für rationale Entscheidungen sind die generierten (Wert-)Äquivalente83 in Form von Wertschöpfungspotentialen für die Produktion bzw. Nutzenpotentialen für die Konsumtion. Nach Inanspruchnahme der Wertäquivalente im Sinne einer „Dienstleistung“84 sind die Güter modellhaft nicht mehr existent, auch wenn physisch bei jeder Umwandlung von Faktoren in Produkte bzw. bei jeder Konsumation von Produkten Residualgrößen in Form von potentiell umweltbelastenden Rückständen und Emissionen anfallen.85 Mit der Industrialisierung und ihrer Reflexion durch die neoklassisch geprägte Ökonomie verschärften sich Geringschätzung und Ausklammerung der Natur. Mit der zunehmenden volkswirtschaftlichen Arbeitsteilung rückten Landwirtschaft und sonstige Urproduktion an den Rand einer verlängerten Transformationsstrecke und an den Rand der Aufmerksamkeit der Ökonomen. Einsatzgüter der betrieblichen Produktion wurden „eher als reale Manifestation von Geldkapital, denn als Naturprodukte aufgefasst“ 86. Die natürliche Umwelt wurde weitgehend zum freien Gut erklärt und da sich die Neoklassiker per Definition mit der wohlfahrtsmaximalen Allokation knapper, d.h. ökonomisch bewerteter Güter beschäftigten, „fiel die Umwelt buchstäblich aus deren Gesichtskreis“87. Mit der Fokussierung auf den Entscheidungsaspekt des Wirtschaftens im Sinne einer Betrachtung des Unternehmens als ein „organisationsloses Gebilde“ wurden nicht nur jene qualitativen Momente des Entscheidens vernachlässigt, die aus der Umsetzungsproblematik einer Organisation folgen, sondern mit den „Rationalitätsprämissen“ auch alle übrigen qualitativen, strategischen Momente des Entscheidens. Die Neoklassik grenzt damit gleichsam „methodologisch die Momente aus, mit denen die Berücksichtigung ökologischer Aspekte allein erfolgen kann“88. Aufgrund der zunehmend ins Bewusstsein tretenden, vom Menschen verursachten ökologischen Schäden und der damit verbundenen sozio-ökonomischen Verluste 89 ziehen 83

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Pointiert dazu Hampike, der sich insbesondere auf die fehlende ökologische Regulierungsfähigkeit der Marktpreise bezieht: „Ökonomen wissen von allem den Preis und von nichts den wahren Wert“ (Hampike 1992, S. 19). Knight 1921, S. 92. Diese Modellannahme ist jedoch nur so lange akzeptabel, als die genannten Restgrößen keinen Einfluss auf Produktion und Konsumtion ausüben bzw. nur die Bestände an freien, d.h. nicht als knapp angesehenen Gütern tangieren (vgl. Kneese/Russel 1987, S. 161). Seidel/Menn 1988, S. 14 (Kursives im Original fett gedruckt). Leipert/Simonis 1985, S. 8. Seidel/Menn 1988, S. 15. Nach Pfriem degenerierte die ökonomische Theorie dieser Zeit zu einer ahistorischen, reinen Entscheidungslehre (vgl. Pfriem 1989, S. 115). Zu einer tiefer gehenden kritischen Auseinandersetzung mit der neoklassischen Theorie siehe etwa Streißler 1980 und Röpke 1980. Die weltweiten ökonomischen Verluste alleine durch extreme Wetterereignisse, die im engen Zusammenhang mit dem vom Menschen ausgelösten Klimawandel stehen, sind in den vergangenen Jahrzehnten steil angestiegen und haben in den 1990er Jahren ca. 40 Mrd. US$ pro Jahr (Basis US$ 1999) betragen (vgl. hierzu ausführlich IPCC 2001d, S. 14 f).

20 Kritiker heute die „Rationalitäts- und Harmonieprämissen“ in immer stärkerem Ausmaß in Zweifel. Es gilt nicht mehr weiterhin, „ […] dass das, was gegenwärtig als ökonomisch rational gilt, auch vernünftig ist“ 90. Fazit: Unter Umweltgesichtspunkten betrachtet, stößt die stark mechanistische Auffassung vom wirtschaftlichen Handeln im Modell der Neoklassik auf heftige Kritik.91 Diese Kritik wurde von einzelnen Vertretern der neoklassischen Volkswirtschaftslehre aufgegriffen und führte zu einer Erweiterung der neoklassischen Theorie. Dazu gehört der explizite (jedoch rein ökonomische) Einbezug von Umweltwirkungen in die gesellschaftliche Wohlfahrtsfunktion über die Weiterentwicklung der Theorie der externen Effekte oder die Verbesserung von Verfahren zur Ermittlung von Zahlungsbereitschaften. Auch wenn die ökologische Inkompatibilität der neoklassischen Modelle in letzter Konsequenz fundamental ist, die Theorie der externen Effekte hat den Weg in die Praxis gefunden und ihre Anwendung kann – in Anbetracht zunehmender globaler und nationaler Umweltprobleme „bis auf weiteres“ – heute als aktueller denn je angesehen werden.

2.1.2 Die Betriebswirtschaftslehre des 20. Jahrhunderts - „Opfer“ oder Korrektiv der historisch überkommenen Entwicklung zur Naturferne? „Like many machines of the smokestack era, our intellectual tools too, are ready for the museum.” (Alvin Toffler)

Die für die Betriebswirtschaftslehre (des deutschsprachigen Raumes) in Hinblick auf den Naturbezug wesentlichen Auffassungen wurden in der ersten Hälfte des letzten Jahrhunderts durch ihre zwei Hauptvertreter Eugen Schmalenbach (1873-1955) und Erich Gutenberg (1897-1984) geprägt, die die Modelle der Mikroökonomik eingeschränkt bzw. abgeschwächt übernommen haben. In der zweiten Hälfte des letzten Jahrhunderts treten Edmund Heinen und Hans Ulrich als Begründer des „entscheidungsorientierten Ansatzes“ bzw. des „systemtheoretisch-evolutionären Ansatzes“ der modernen Betriebswirtschaftslehre hervor.92 Schmalenbach ließ sich bei seinen kostentheoretischen Arbeiten vom Prinzip der gemeinwirtschaftlichen Wirtschaftlichkeit leiten. Er stellte heraus, dass privatwirtschaftlicher

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Kambartel 1978, S. 58. Zur weiterführenden Kritik vgl. etwa Heller 1989, S. 138 ff., Hampicke 1991, Hampicke 1992 und Majer 1998. Der „entscheidungsorientierte Ansatz“ ist zum herrschenden Betrachtungs- und Untersuchungsansatz der modernen Betriebswirtschaftslehre geworden (vgl. Seidel/Menn 1988, S. 16).

21 und gemeinwirtschaftlicher Nutzen oft auseinander fallen93. Demzufolge sollten jene Güterverzehre, die nicht marktmäßig abgegolten, d.h. unter den gegebenen Marktverhältnissen nicht freiwillig und verhaltenswirksam in Kosten einbezogen werden, mit Hilfe ordnungspolitischer Maßnahmen in solche - gemäß dem wertmäßigen Kostenbegriff 94 - transformiert werden 95. Schmalenbach plädierte 1949 in Anbetracht großer Mengen an fossilen Energieträgern, wie sie seit Beginn des 19. Jahrhunderts gewonnen wurden, in seinem Werk „Der freien Wirtschaft zum Gedächtnis“ für eine Wertkorrektur marktwirtschaftlicher Erfolge: „[...] wir haben eine Sparkasse vorgefunden, haben sie tüchtig ausgeplündert und dürfen nun nicht glauben, das sei ein Ertrag, den man dem Ertragskonto der freien Volkswirtschaft gutschreiben darf“ 96. Gutenberg schrieb sein wegweisendes Werk „Grundlagen der Betriebswirtschaftslehre“97 in der Bemühung um die Einheit der Wirtschaftswissenschaften und lehnte sich daher stark an die Mikroökonomie der Volkswirtschaftslehre an, die zu dieser Zeit durch die schon skizzierte Naturferne der Neoklassik gekennzeichnet war.98 Im Zentrum der betriebswirtschaftlichen Produktionstheorie von Gutenberg stehen Elementarfaktoren und dispositive Faktoren, „ohne die betriebliche Leistungserstellung nicht vollziehbar erscheint“99. Die Elementarfaktoren „objektbezogene menschliche Arbeit“ (menschliche Arbeitskraft), „Betriebsmittel“ (Maschinen)100 und „Werkstoffe“ (Rohstoffe, Hilfsstoffe und Betriebsstoffe) 101 werden mittels des dispositiven Faktors „Betriebs- und Geschäftsleitung“ zur „produktiven Kombination“, d.h. zu einem werterhöhten Output (Produkt) vereinigt, ohne dass der dispositive Faktor selbst in die Faktorkombination (Produktionsfunktion) eingeht.102 Natürliche Ressourcen, wie Rohstoffe und Energie werden beim Produktionseinsatz nur soweit berücksichtigt, als für diese Güter reale Aufwände103 anfallen. Ebenso finden unerwünschte Ergebnisse der Produktion, wie etwa Emissionen in diesem Modell nur unter Kostenaspekten Berücksichtigung. 93 94 95 96 97

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Vgl. Schmalenbach 1926, S. 95. Zum wertmäßigen Kostenbegriff siehe Kapitel 3.4.1 Vgl. auch Heinen/Picot 1974, S. 349 ff. Schmalenbach 1949, S. 48. Die erste Auflage von Gutenbergs „Grundlagen der Betriebswirtschaftslehre, Bd. 1: Die Produktion“ ist 1951 erschienen (siehe Gutenberg 1983 [1951]). Zu dieser Zeit hat von den drei klassischen Produktionsfaktoren der Boden bereits enorm an Terrain verloren. Der „dritte Rang“ (von 1. Kapital, 2. Arbeit und 3. Boden) wurde in den letzten Jahrzehnten bereits mehrfach dem Faktor „Information“ zugeschrieben (vgl. Szyperski/Eschenröder 1983, S. 11, Koreimann 1973, S. 51 und Szyperski 1971, S. 261 ff.). Gutenberg 1983 [1951], S. 3. „Objektbezogene menschliche Arbeit“ und „Betriebsmittel“ bilden die so genannten „Potentialfaktoren“. „Werkstoffe“ bilden die so genannten „Verbrauchs- oder Repetierfaktoren“. Gutenberg 1983 [1951], S. 5. Steinacker/Teitscheid stellen in diesem Zusammenhang pointiert fest: „Ganz im Sinne des Paradigmas der allgemeinen ökonomischen Theorie verwertet die BWL Natur als Produktivkraft, bewertet sie jedoch nicht.“ (Steinacker/Teitscheid 1986, S. 94).

22 In der zweiten Hälfte des 20. Jahrhunderts prägte der Gutenberg-Schüler Edmund Heinen die moderne Betriebswirtschaftslehre mit seinem „entscheidungsorientierten Ansatz“104 nachhaltig. Von den Fachvertretern dieses betriebswirtschaftlichen Paradigmas105 wurde das Gedankengut Gutenbergs fast einhellig angenommen und diente als Ausgangspunkt für viele Ergänzungen und Erweiterungen, wie etwa durch Busse von Colbe/Lassmann 106. Die Arbeiten von Heinen über die „Produktionsfunktion vom Typ C“ beeinflussten die Weiterentwicklung der Produktionstheorie maßgeblich.107 Heinen stellt am Beginn der 1980er Jahre zwar die unentgeltliche Nutzung der Natur als Produktionsfaktor fest108, ohne jedoch tiefer gehende produktions- oder kostentheoretische Überlegungen anzustellen. In den 1960er Jahren äußert sich Riebel 109 kritisch zum Faktorensystem von Gutenberg. Zuvor thematisiert er die zwangsläufige Entstehung von „Kuppelprodukten“ im Zuge der betrieblichen Leistungserstellung und unterteilt sie in neun Stufen110, die sowohl wirtschaftlich angestrebte Güter umfassen als auch unerwünschten Output. In den 1970er Jahren wurde vereinzelt gefordert, in das System der Elementarfaktoren grundsätzlich alle Realgüter aufzunehmen 111 (also etwa auch Energie 112, private und öffentliche Fremddienstleistungen113) sowie Information. 114 In diesem Zeitraum begannen auch Fachvertreter der Betriebswirtschaftslehre sich mit betrieblichem Umweltschutz als umfassende, querschnitthafte Materie auseinanderzusetzen.115 Als diesbezügliche umwelt(betriebs)wirtschaftliche Vorreiter müssen vor allem Eichhorn 116, Ullmann 117 und Strebel 118 genannt werden. Während in den 1980er Jahren die Zahl der umweltwirtschaftlichen Veröffentlichungen - zwar mit stark abweichen-

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Siehe Heinen 1971, 1976a u. 1976b. Nach Seidel/Menn kann für den genannten Zeitraum - rein zahlenmäßig - der weit überwiegende Teil der betriebswirtschaftlichen Fachvertreter dem „entscheidungsorientierten Wissenschaftsprogramm“ zugeordnet werden (vgl. Seidel/Menn 1988, S. 144). Zur Zuordnung vgl. auch Raffée 1984, S. 32. Ein gegenüber Gutenberg ergänztes und erweitertes Faktorensystem zeigen etwa Busse von Colbe/ Lassmann 1975, S. 64 ff. Ausführlich hierzu Bogaschewsky 1995, S. 121 f. Vgl. Heinen 1974, S. 295 ff. u. 1985, S. 167. Vgl. Heinen 1983, S. 115. Vgl. Riebel 1967, S. 124 ff. Die neun Stufen umfassen sich selbst beseitigende, ungenützte Kuppelprodukte, unter Aufwand zu beseitigende, nicht verwertbare Abfälle, gelegentlich verwertbare Abfälle, regelmäßig verwertbare Abfälle, sowie Neben-, Ko-, Leit-, Haupt- und Zweckprodukte (vgl. Riebel 1955, S. 126 ff.). Vgl. hierzu die Übersicht von Chmielewicz 1973, S. 40. Energie kann man im Faktorensystem von Gutenberg unter Betriebsstoffe i.w.S. einordnen. Etwa als „Entsorgung durch Dritte“ oder als weitere Unterstützungsleistung neben anderen Dienstleistungen (vgl. Busse von Colbe/Lassmann 1975, S. 124 ff.). Vgl. etwa Endres 1976, S. 781 ff. Vgl. hierzu Prammer 1998, S. 6 ff. Vgl. Eichhorn 1972. Vgl. Ullmann 1976. Strebel beleuchtet u.a. das Gutenbergsche Faktorensystem kritisch. Vgl. Strebel 1980, S. 38 ff.

23 den Schwerpunktsetzungen - stetig gestiegen ist, hat in den 1990er Jahren119 ein wahrer Boom einschlägiger Publikationen eingesetzt120. Nach langjähriger Diskussion über Orientierung und fachwissenschaftliche Grundlagen einer ökologisch orientierten Betriebswirtschaftslehre wurde „Umweltwirtschaft“ 1991 als Fachbereich innerhalb der Betriebswirtschaftslehre anerkannt 121. Nahezu zeitgleich mit Heinen bemühten sich Hans Ulrich und Walter Krieg 122 um einen Bezugsrahmen für Management als Gestaltung, Lenkung und Entwicklung zweckorientierter, sozialer Institutionen. Einer fortschreitenden disziplinären Auffächerung der Betriebswirtschaftslehre stellten sie mit dem „St. Galler Management-Modell“123 einen integrierenden Bezugsrahmen gegenüber. Dieser ermöglicht, komplexe Probleme der Unternehmensführung in ihrem Gesamtzusammenhang zu sehen und wirksam zu bearbeiten und zugleich eine zu reduktionistische Gestaltung von Management zu vermeiden. Entscheidende Beiträge für die Weiterentwicklung dieser - auf entscheidungs- und systemorientierten Betrachtungen beruhenden - Sichtweise leisteten Bleicher („St. Galler Management-Konzept“) 124 und Schwaninger 125. Auch Kirsch, ein Schüler Heinens, hat diesen Ansatz aufgegriffen und im Sinne einer evolutionären Managementlehre126 fortentwickelt. Wie schon das Gründungsmodell unterstreicht auch dessen jüngste Fassung („Das neue St. Galler ManagementModell“ 127) die Einbettung von Umweltmanagement als integraler Bestandteil des Managements.

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Hier können vor allem drei Entwicklungen im Umweltschutz genannt werden, die den umweltwirtschaftlichen Veröffentlichungsboom wesentlich mitbestimmt haben: (1) Systematisierung des betrieblichen Umweltschutzes durch Umweltmanagementsysteme gemäß den Regelwerken EMAS und EN ISO 14001 seit Beginn der 1990er Jahre, (2) Internationalisierung der Umweltschutzbestrebungen, (3) Einbettung des Umweltschutzes in eine „Nachhaltige Entwicklung“. Zur Bestandsaufnahme des umweltwirtschaftlichen Schrifttums siehe etwa Meffert 1998, S. 37 ff., Freimann 1996, S. 262 und Stitzel 1994, S. 105 f. Stähler analysierte 1991 die Zugänge betriebswirtschaftlicher Fachvertreter und identifizierte vier Hauptausrichtungen: (a) Technokratische Ansätze, (b) Soziokulturelle/ ökologische Ansätze, (c) Strategische Ansätze und (d) Evolutionäre Ansätze (vgl. Stähler 1991, S. 28 und Prammer 1998, S. 6). 1991 wurde die wissenschaftliche Kommission „Umweltwirtschaft“ im Verband der deutschen Hochschullehrer für Betriebswirtschaft gegründet. Einen vorläufigen Höhepunkt erreichte die Entwicklung als 1996 die alljährliche Pfingsttagung des Verbandes der Hochschullehrer für Betriebswirtschaft unter das Generalthema „Umweltmanagement“ gestellt wurde (ausführlich Weber 1997). Vgl. Ulrich 1968 sowie Ulrich/Krieg 1972. Auf der Grundlage des St. Galler Management-Modells entstanden theoretische Vertiefungen (etwa Ulrich 1978, Gomez 1981, Probst 1981, Malik 2002 [1984] in St. Gallen oder Kirsch 1990 in München) und praktische Anwendungen (etwa Malik 1981, Gomez 1983 und Gomez/Probst 1999). Vgl. Bleicher 1991 (1. Aufl.) bis Bleicher 2001 (6. Aufl.) sowie Bleicher 1994. Vgl. Schwaninger 1994. Vgl. etwa Kirsch/Maaßen 1989, sowie Mayer 1991, der die Parallelen, aber auch die Unterschiede zwischen der entscheidungsorientierten Betriebswirtschaftslehre und der evolutionären Managementlehre nach Kirsch herausarbeitet. Vgl. Dubs et al. 2004 und Rüegg-Stürm 2003.

24 Die Öffnung der Betriebswirtschaftslehre für Umweltfragen und damit ihre Wirkung als Korrektiv fand und findet in zweifacher Weise statt: Während ein Autorenkreis im Rahmen gefestigter betriebswirtschaftlicher Konzepte und Modelle Umweltschutz als ein neues Problemfeld aufarbeitet 128, geht es anderen Fachvertretern darum, einen betriebswirtschaftlichen Paradigmenwechsel einzuleiten, um ein neues theoretisch fundiertes Gebäude für „Ökologisches Wirtschaften“ 129 zu schaffen 130. Zu diesem zweiten Kreis gehört Eberhard Seidel, der seit den 1980er Jahren maßgebliche Beiträge zur ökologischen Öffnung der Betriebswirtschaftslehre leistet. Unter anderem ist die 1988 erschienene programmatische und richtungsweisende Schrift „Ökologisch orientierte Betriebswirtschaftslehre“131 hervorzuheben, in der er die ökologischen Defizite der traditionellen ökonomischen Theorie analysierte und mögliche Wege zur wissenschaftlichen und praktischen Öffnung der Betriebswirtschaftslehre für ökologische Erfordernisse aufzeigte. Inwieweit ist die Einschätzung von heute aktuell, wonach die Betriebswirtschaftslehre stark neoklassisch geprägt ist 132 und die natürliche Umwelt keine eigenständige Problemebene bildet? Die Antwort ist eine zweigeteilte: Zum einen werden Fachvertreter der Betriebswirtschaftslehre nach wie vor von einer nicht nachhaltigen Wirtschaftspraxis133 geprägt und verstärken diese – explizit oder implizit – in ihrer theoretischen Reflexion über das wirtschaftliche Handeln. 134 Zum anderen haben sich – beginnend Mitte der 1990er Jahre – zertifizierbare und validierbare Managementsysteme wie EN ISO 14001135 und EMAS 136 als neue 128 129

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Zum Autorenkreis siehe Schmalenbach-Gesellschaft 1994. Vgl. hierzu etwa Pfriem, der im zweiten Kapitel seiner Habilitationsschrift (Pfriem 1995, S. 43 ff.) auf der Suche nach einem angemessenen Ökologie- und Wirtschaftsbegriff ist. Hierzu gehört ein Autorenkreis um die Pioniere Eberhard Seidel und Heinz Strebel, die am Beginn der 1990er Jahre einen „Reader zur ökologieorientierten Unternehmensführung“ herausgegeben haben (vgl. Seidel/Strebel 1992). Von diesem Autorenkreis wurde 1993 unter maßgeblichem Einfluss von Eberhard Seidel die Fachzeitschrift „UmweltWirtschaftsForum (UWF)“ als Diskussionsplattform ins Leben gerufen. Seidel/Menn 1988. Immerhin konstatierte Ridder noch Mitte der 1980er Jahre, dass die natürliche Umwelt als Faktor der betrieblichen Leistungserstellung nur dann berücksichtigt wird, wenn die eingesetzten Elemente der natürlichen Umwelt einen ökonomischen Wert besitzen (vgl. Ridder 1986, S. 58 u. S. 69). Zur ökologischen Nachhaltigkeit siehe Kapitel 2.3 und 2.5. Seidel/Menn in Bezug auf die Jahresbilanz, in der Boden und andere Naturgüter auf der Aktivseite als „reale Manifestationen des abstrakten Kapitals der Passivseite“ angesetzt werden (vgl. die pagatorische Bilanztheorie Kosiol 1966, S. 120 f. u. S. 141) pointiert: „Was für ein weiter Weg ist zurückgelegt worden: War für die ursprüngliche Sammler- und Jägerkultur des Menschen die ‚Natur’ der alleinige Produktionsfaktor überhaupt, so hat sie nun nicht einmal mehr eigene Unterpunkte in den gängigen Systemen der produktiven Faktoren.“ (Seidel/Menn 1988, S. 16). Die EN ISO 14001 ist das privatwirtschaftliche Pendant zum staatlichen Regelwerk EMAS. Zu EN ISO 14001:1996 siehe Österreichisches Normungsinstitut 1996. Zur deren Revision, der EN ISO 14001:2004 siehe Österreichisches Normungsinstitut 2005a. Die Begriffe „EMAS“ („Eco Management and Audit Scheme“) und „EG-Öko-Audit“ stehen für die freiwillige Teilnahme von Unternehmen an dem europäischen Gemeinschaftssystem für das Umweltmanagement und die Umweltbetriebsprüfung. Vgl. die diesbezüglichen Verordnungen des Rates EU 1993b (EMAS I) und EU 2001a (EMAS II). Zu den Unterschieden zwischen EMAS I und ihrer Revision, EMAS II vgl. Prammer 2000, S. 11 ff.

25 Formen der weichen Regulierung etabliert und sind Gegenstand der umweltwirtschaftlichtheoretischen Auseinandersetzung geworden. Dazu kommt, dass die Thematik der gesellschaftlichen Verantwortung von Unternehmen in der jüngsten Vergangenheit (Entwicklung der Norm ISO 26000 Social Responsibility Standard 137, Entwicklung des Standards „Social Accountability 8000 der Social Accountability International138) dem umwelt(betriebs)wirtschaftlichen Diskurs einen neuen Auftrieb verleiht. Die sozial- und wirtschaftswissenschaftliche Debatte um eine gesellschaftlich und ökologisch verantwortliche Unternehmensführung ist im Übrigen nicht neu. Bereits im „Kodex des ethischen Wohlverhaltens für die Unternehmensführung“, wie er im Rahmen des Europäischen Management Symposiums 1973 in Davos vorgelegt wurde („Davoser Manifest“), ist festgehalten, dass die Unternehmen neben den Kunden, Mitarbeitern und Geldgebern auch der Gesellschaft zu dienen hätten und „die Unternehmensführung […] für die zukünftigen Generationen eine lebenswerte Umwelt sichern [muss]“139. Dabei hat die Entwicklung in den letzten Jahrzehnten deutlich gemacht, dass die Aufstellung von Umwelt- und Verhaltenskodizes und deren wirtschaftswissenschaftliche Diskussion alleine nicht ausreichen, um eine glaubwürdige Umsetzung und Institutionalisierung in der Wirtschaft zu erreichen. Neben der Festlegung inhaltlicher Normen („Corporate Responsibility“) muss das Augenmerk verstärkt auf die Festlegung und Professionalisierung von Managementprozessen und -systemen für eine systematische Berücksichtigung von sozialund ökologiebezogenen Anliegen („Responsiveness“), auf die Verbesserung von Transparenz und Überprüfbarkeit des unternehmerischen Verhaltens durch eine sozial- und ökologiegerechte Rechenschaftslegung („Accountability“) und auf den Nachweis möglichst messbarer Leistungsergebnisse („Performance“) gerichtet werden. Letztlich sind – top down – weit reichende strategische Anreize für eine unternehmerische Nachhaltigkeit („Sustainability Incentives“) in einem internationalen Ordnungsrahmen zu schaffen, der die dauerhafte Sicherung der Lebensgrundlagen und damit verbundene gesellschaftliche Interessen vor wirtschaftliche Interessen stellt.

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Anders als die Regelwerke EMAS und ISO 14001 wird die Norm ISO 26000 nicht zertifizierbar sein. Vielmehr ist sie als Leitlinie (guidance standard) konzipiert. In den Prozess der Normenerstellung sind über 33 international tätigende Organisationen eingebunden, darunter vier Teilorganisationen bzw. Initiativen der Vereinten Nationen (etwa das UN Global Compact Office, die UN Division for Sustainable Development, das World Business Council on Sustainable Development und die Internationale Handelskammer). Die Veröffentlichung der Norm ISO 26000 ist für das Jahr 2010 geplant. Die Norm soll den Begriff der gesellschaftlichen Verantwortung (social responsibility) global vereinheitlichen und eine allgemein gültige Charakterisierung bieten. Siehe hierzu http://www.sa-intl.org/ (Zugriff am 14.01.2008). European Management Forum 1973, S. 9 f.

26 Ein diesbezüglicher Paradigmenwechsel erfordert in einer marktwirtschaftlich dominierten Gesellschaft – bottom up – gerade von großen Unternehmungen und transnational agierende Unternehmensverbände, dass sie als (ethisch) selbstverpflichtete Promotoren die Veränderungsprozesse zur (ökologischen) Nachhaltigkeit mitgestalten und mittragen. 2.2 Die natürliche Umwelt und ihre anthropogene Zurichtung - Betrachtungen unter dem Blickwinkel eines moderaten Anthropozentrismus 140 In der aktuellen wissenschaftlichen Literatur finden sich zahlreiche Definitionen des Umweltbegriffes mit unterschiedlichen Bezugsobjekten (Mensch, Tiere, Pflanzen, Unternehmen, soziale Gruppen u.a.). In einer weiten Begriffsauslegung umfasst die Umwelt des Menschen alle seine Lebensbereiche.141 Schellhorn versteht unter Umwelt die „Gesamtheit der äußeren Lebensbedingungen, die die Existenz des Menschen bestimmen.“142 Ausgangspunkt für die Untersuchung des Begriffes der natürlichen Umwelt ist ihre Betrachtung in einer Weise, die zunächst ihre Bedeutung für den Menschen in den Mittelpunkt stellt. So bezeichnet die natürliche Umwelt die gesamten vom Menschen vorgefundenen natürlichen Lebensgrundlagen auf der Erde. Diese bestehen aus biotischen und abiotischen natürlichen Bestandteilen sowie aus ihren energetischen, stofflichen und informationsmäßigen Beziehungen untereinander und zueinander143. Bei den abiotischen natürlichen Bestandteilen können Lithosphäre (Gesteinshülle)144, Hydrosphäre (Wasserhülle)145 und Atmosphäre (Lufthülle) 146 unterschieden werden, die für die 140

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Der „moderate Anthropozentrismus“ betont die Rückgebundenheit jeder Umweltethik an menschliches Erkennen und Werten, verneint jedoch zugleich die Nutzung der Natur einzig unter dem Kosten-NutzenKalkül des Menschen (vgl. Wissenschaftlicher Beirat der Bundesregierung Globale Umweltveränderungen 1999, S. 32 ff.). Im Schrifttum werden für diese umweltethische Position auch die Begriffe „anthroporelational“ oder „anthroponom“ verwendet (vgl. hierzu Kemper 2001, S. 24 ff., Auer 1988, S. 31 ff. und Teutsch 1988, S. 60 f.). Im betriebswirtschaftlichen Schrifttum wird vielfach unterschieden zwischen sozio-kulturelle, politischrechtliche, ökonomische, technologische und natürliche (bzw. ökologische) Umwelt (vgl. Prammer 1998, S. 35 und Wagner 1990, S. 1). Schellhorn 1995, S. 3. In Anlehnung an Eichler (Eichler 1993, S. 42), der sich auf Tomášek 1980 bezieht. Die Lithosphäre ist die oberhalb der zähflüssig-plastischen Asthenosphäre gelegene Gesteinshülle der Erde, die aus der Erdkruste (lithosphärische Kruste als oberster Bereich der festen Erde) und dem obersten Bereich des darunter liegenden Erdmantels (lithosphärischer Mantel) besteht. Die Lithosphäre weist in der Regel eine Stärke von 80-120 km auf und reicht stellenweise tief in den Erdmantel hinunter (bei Subduktionszonen bis 400 km in die Mesosphäre). Man unterscheidet sieben große, mehr oder weniger starre Lithosphärenplatten (pazifische, antarktische, nordamerikanische, südamerikanische, afrikanische, eurasische und indisch-australische Platte), sowie mehrere kleinere Platten, die sich laufend nach der Plattentektonik bewegen und die lithosphärische Kruste bilden. Die kontinentalen Platten weisen eine Dicke von 30-60 km, die ozeanischen Platten eine Dicke von 5-7 km auf); (vgl. Bibliographisches Institut & F. A. Brockhaus AG 2006, Stichwort „Lithosphäre“).

27 Organismen als Umwelt- und Trägermedien 147 fungieren. Der Bereich der Erdhülle, in dem sich Litho-, Hydro- und Atmosphäre (Gesteins-, Wasser- und Lufthülle) berühren und gegenseitig durchdringen wird als Geosphäre bezeichnet.148 Bei den biotischen natürlichen Bestandteilen können Lebewesen wie Pflanzen, Tiere, Mikroorganismen und nicht zuletzt der Mensch in seiner Rolle als natürlicher bzw. naturnaher Akteur unterschieden werden. Eine wesentliche Grundlage für die weit überwiegende Masse der biotischen Naturelemente149 bildet die Pedosphäre 150. Sie ist die oberste meist einige Meter tiefe Bodenschicht151 der Erde, die von einer Vielzahl von Lebewesen besiedelt ist. Jener Teil des Systems Erde, der alle Ökosysteme und Organismen (einschließlich totes organisches Material) in der Atmosphäre, auf dem Land und im Wasser umfasst wird als Biosphäre 152 bezeichnet. Eine zentrale Rolle für die Entwicklung der genannten Systemelemente und ihren Lebensraum spielt die Sonne, die der Erde ständig Energie hoher Arbeitsfähigkeit (Exergie) in Form von solarer Strahlung zuführt. Die nahezu gleiche Energiemenge wird von der Erde wieder als Wärmestrahlung - eine nicht mehr arbeitsfähige Energie (Anergie) - in den Weltraum abgegeben. Die eingestrahlte Sonnenenergie wird von der belebten und der unbelebten Natur für Umwandlungsprozesse verwendet, die sich teilweise gegenseitig bedingen. Die Wechselwirkung von biotischen und abiotischen Prozessen hat zu einem dynamischen Gleichgewichtszustand der belebten und der unbelebten Natur geführt153, der ohne Beteiligung der biotischen Komponenten heute mit Sicherheit ein anderer wäre.154

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Die Hydrosphäre ist die Wasserhülle der Erde, bestehend aus Meeren, Binnengewässern und Grundwasser sowie Eismassen. Die Erdatmosphäre ist eine gasförmige Hülle (Luft) um die Erde, die durch die Massenanziehung der Erde festgehalten wird. Zur ausführlichen Beschreibung der Umweltmedien vgl. Der Rat von Sachverständigen für Umweltfragen 1987, S. 38 und Odum 1991, S. 40. Vgl. Bibliographisches Institut & F. A. Brockhaus AG 2006, Stichwort „Geosphäre“. Alleine die Phytomasse an Land beträgt mit 1.840 Mrd. t organischer Trockensubstanz über 99,8% der Gesamtpflanzenmasse der Erde. Im Vergleich dazu beträgt die Phytoplanktonmasse in den Meeren mit 3,9 Mrd. t organischer Trockensubstanz lediglich 0,2% der Gesamtmasse (vgl. Bossel 1994, S. 54). Vgl. Bibliographisches Institut & F. A. Brockhaus AG 2006, Stichwort „Pedosphäre“. Boden ist ein Gemenge aus anorganischen und organischen Bestandteilen, bestehend aus Gesteinsbruchstücken, Mineralen, Bodenorganismen sowie aus Bodenluft und Bodenwasser. Den obersten fruchtbaren Teil des Landbodens bildet der Humus. Humus und Huminsäuren entstehen beim Abbau organischer Substanzen (vgl. ebd). Vgl. IPCC 2007a, S. 72. Vgl. auch die Ausführungen zu Ökosystemen in Kapitel 2.2. Vom Leben spricht man ab der Bildung der ersten Probionten vor ca. 3,5 Milliarden Jahren, die sich dann zu reproduktionsfähigen Bakterien entwickelten. Die Photosynthese durch Algen und damit die Produktion von freiem Sauerstoff, begann vor etwa 3,2 Milliarden Jahren, wobei der heutige Anteil des Sauerstoffs in der Atmosphäre erst vor ca. 400 Millionen Jahren erreicht wurde. Die eigentliche Expansion und Diversifikation der Biosphäre setzte vor ca. 560 Millionen Jahren ein (vgl. Schopf 1988, S. 83 ff.).

28 Der obigen (ersten) Definition der natürlichen Umwelt muss demnach noch beigefügt werden: Das Beziehungsgefüge ihrer Elemente beruht auf der primär solar getriebenen 155 stoffgebundenen Nutzung 156 des irdischen Stoffvorrates und seiner laufenden Rück- und Kreislaufführung. An dieser Stelle stellt sich die Frage, wie weit man den Begriff der natürlichen Umwelt auffassen soll. Dem Gedanken der abiotischen Komponenten folgend könnte man den Begriff sehr weit auffassen und beispielsweise den gesamten restlichen Erdkörper als weitere abiotische Komponente betrachten und damit der natürlichen Umwelt zuordnen. Naturwissenschaftlich wäre dies korrekt, da etwa Gravitation und Magnetismus, die durch Masse und Struktur des Erdkörpers bedingt sind, bedeutende Bestimmungsfaktoren für das irdische Leben darstellen.157 Die Beschreibung der natürlichen Umwelt soll jedoch in dieser Arbeit nicht primär naturwissenschaftlichen Erklärungen genügen, sondern die Vorstellungen zur (Neu-)Gestaltung einer ökologisch nachhaltigen Wirtschaft stützen (natürliche Umwelt als „Gestaltungsmodell“). Eine handlungsrelevant orientierte Beschreibung der natürlichen Umwelt muss daher in besonderer Weise auf jene stoffgebundenen Nutzungen und Kreisläufe rekurrieren, die von der belebten Natur (einschließlich dem Menschen) ausgehen und auf die belebte und unbelebte Natur (rück-)wirken und dies für einen vorstellbaren Zeitraum einer Vielzahl kommender Generationen.

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Die gesamte auf die Erde eingestrahlte Sonnenenergie beträgt jährlich rund 5,613 x 1024 Joule, wobei rund 31% davon an der Atmosphärenobergrenze in das All reflektiert wird, rund 17% in der Atmosphäre absorbiert wird und rund 4% von der Erdoberfläche reflektiert wird. Somit werden rund 48% der gesamten eingestrahlten Sonnenenergie auf die Erdoberfläche wirksam. Für biotische und abiotische Prozesse auf der Erde sind noch weitere, ebenso quasi unerschöpfliche Energieerscheinungsformen von Bedeutung, jedoch in weit geringerem Ausmaß: Die der natürlichen Umwelt zugeführte Wärmeenergie aus dem Erdinneren (geothermische Energie) liegt in einer Größenordung von rund 0,02% der eingestrahlten Sonnenenergie, die durch Planetengravitation und -bewegung zustande kommende Gezeitenenergie in einer Größenordung von rund 0,002% der eingestrahlten Sonnenenergie (vgl. Kaltschmidt/Wiese/Streicher 2003, S. 46, Neubarth/ Kaltschmitt 2000, S. 10 und Winje/Witt 1991, S. 10). Für Ökosysteme bildet die solare Strahlungsenergie die zentrale Antriebsenergie; schließlich ist sie die einzige bekannte Energieform, die die grünen Pflanzen über ihren Photosyntheseprozess umwandeln und chemisch binden können. Stoffgebundene Nutzungen sind stoffliche und energetische Nutzungen bzw. Prozesse auf Grundlage stofflicher Komponenten. So wird etwa die sehr energiereiche, vor allem von außerhalb der Milchstraße stammende, kosmische Strahlung und die Materiestrahlung von der Sonne nicht nur durch Ionisation von Molekülen in Höhen von 20 km über der Erdoberfläche abgeschwächt, sondern auch vom Erdmagnetfeld abgelenkt, sodass nur wenige elektrisch geladene Teilchen auf die Erdoberfläche gelangen. Ohne entsprechende Abschwächung und Ablenkung gäbe es kein irdisches Leben in seiner uns bekannten Form (vgl. Kaltschmitt/Wiese/ Streicher 2003, S. 38).

29 Im Sinne einer entsprechenden Abgrenzung der natürlichen Umwelt ist somit zu klären, welche Rolle die Lithosphäre und der restliche Erdkörper im Beziehungsgefüge der belebten und unbelebten Natur einnehmen. Bei der Lithosphäre handelt es sich um einen Bereich, (a) dessen an der Erdoberfläche befindliche oder auf diese gelangenden Teile mit der belebten Umwelt und den Umweltmedien in direktem Kontakt stehen; (b) in dem zugleich stofflich-energetische Prozesse ablaufen, deren Ergebnisse erst in einer Zeit der „nachmenschlichen Natur“ mit der belebten Umwelt und den Umweltmedien an der Erdoberfläche in Kontakt treten und (c) in dem stofflich-energetische Prozesse ablaufen, deren Ergebnisse mit der belebten Umwelt und den Umweltmedien an der Erdoberfläche nie in Kontakt treten. ad (a) Das an der Erdoberfläche befindliche spröde Gesteinsmaterial der Lithosphäre ist laufend exogenen Kräften (Wasser, Eis, Wind, Wärme) ausgesetzt. Durch Verwitterung ist es an der Bodenbildung beteiligt158 und wird damit in die Stoffkreisläufe der belebten Natur und der Umweltmedien einbezogen. Darüber hinaus gelangt (zäh)flüssiges Magma aus tieferen Erdschichten in verschiedenen Regionen auf die feste Erdoberfläche (Dehnungsfugen am Ozeanboden 159, Vulkane 160) und gerät auf diese Weise in die dort angelegten Prozesse der belebten und unbelebten Natur161. ad (b) Im Gegensatz zu ökologischen Nährstoffzyklen, die in Zeiträumen innerhalb eines Jahres stattfinden, laufen die Prozesse des geologischen Nährstoffkreislaufs über viele Millionen bis Milliarden Jahre ab162: Verwitterung des Gesteins, Nährstoffaufnahme durch Pflanzen, Weitergabe an Tiere, Menschen und natürliche Reduzenten, Mineralisierung, Erosion und Auswaschung der Nährstoffe, ihr Abfluss ins Meer, Ablagerung, Sedimen158

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Die Bodenneubildung durch Verwitterung von Grundgestein beträgt ca. 1 mm in 10 bis 100 Jahren. Das entspricht etwa 0,1 bis 1 t Boden pro Hektar und Jahr. Dieser Bodenneubildungsrate stehen hohe Erosionsverluste von 7 - 50 t pro Hektar und Jahr beim Betreiben einer „industrialisierten“ Landwirtschaft gegenüber, wobei angemerkt werden muss, dass gewisse Erosionsverluste selbst bei sorgfältiger Kultivierung nicht zu vermeiden sind. Vgl. ausführlich Bossel 1994, S. 67. Die erst Anfang der 1960er Jahre erforschten Bereiche, in denen Lithosphärenplatten auseinanderdriften („Sea-Floor-Spreading“, Spreizungen des Ozeanboden) gleichen den Abgang der Erdkruste an den Subduktionszonen (Zonen der Unterschiebung von Lithosphärenplatten; siehe folgende Fußnote) aus. Die Umgebung der Dehnungsfugen zeichnet sich durch hohe Seismizität und starke Wärmestrahlung aus. Umfassend hierzu Seibold 1991. Die meisten Vulkane sind in Subduktionszonen anzutreffen, die einen tektonischen Ausgleich für jene Bereiche bilden, wo Lithosphärenplatten auseinanderdriften (siehe oben). Subduktionen finden dort statt, wo Lithosphärenplatten zusammenstoßen und die Platte mit einem höherem spezifischen Gewicht (ozeanische Platten) schräg unter die Platte mit einem geringeren spezifischen Gewicht (kontinentale Platten) tief hinunter in den Bereich des Erdmantel gedrängt wird. Ausführlich hierzu Strobach 1991 und Seibold 1991. Durch diese Vorgänge (Subduktion des durch die natürliche Umwelt in seiner Struktur veränderten Gesteins in den Erdmantel) wird die chemische Langzeitentwicklung der Erdkruste und des Erdmantels beeinflusst. Vgl. ausführlich Bossel 1994, S. 58. Vgl. Bossel 1994, S. 58 f.

30 tierung/Gesteinsbildung, Entstehung von Landgestein durch Faltung oder Auseinanderdriften von Lithosphärenplatten sowie Vulkanismus, Verwitterung des Gesteins und erneute Nährstoffaufnahme. Dies bedeutet, dass solar getriebene Prozessergebnisse (mineralisierte organische Substanz und verwittertes Gestein) erst in der Zukunft einer „nachmenschlichen Natur“ mit der (belebten und) unbelebten Umwelt auf der Erdoberfläche wieder in stofflichen Kontakt treten. 163 In Hinblick auf einen für die menschliche Entwicklung vorstellbaren Zeitraum kann dieser obige – den Haushalt der natürlichen Umwelt wesentlich mitprägende – Stoffkreislauf als nicht geschlossen betrachtet werden, d.h. die Bildung von Gestein und die Entstehung neuen Gesteins können als voneinander unabhängige Prozesse betrachtet werden. Hinzu tritt noch das periodische Entstehen und Auseinanderbrechen von Superkontinenten als maßgeblicher räumlich-struktureller Einfluss auf die natürliche Umwelt bzw. auf die Landund Meeresökosysteme, in die die Lithosphäre zwar eingebunden ist, aber nur ein Systemelement bildet.164 Auch in diesem Fall handelt es sich um stofflich-energetische Prozesse, die erst in einer Zeit der „nachmenschlichen Natur“ einen Einfluss auf die – dann existierende – Umwelt ausüben. ad (c) Kontinentale und ozeanische Lithosphärenplatten „schwimmen“ auf der vergleichsweise flüssig bis plastisch ausgebildeten Astenosphäre und befinden sich so in ständiger Bewegung, die durch Konvektionsströmungen hervorgerufen wird: Zuvor aus tieferen Schichten aufgestiegene, dann unterhalb der Erdkruste auf hohem Temperaturniveau abgekühlte und deshalb spezifisch dichtere Gesteinsschmelze sinkt wieder in tiefere heißere Schichten zurück. In diesem Kreislauf werden Teile der Lithosphäre mitgezogen. Auf diese Weise entsteht ein - sprichwörtlich - fließender Übergang zwischen dem unteren Rand der lithosphärischen Kruste und der darunterliegenden Astenosphäre. Die genannten Konvektionsströmungen finden in Tiefen von 10 bis 700 km unterhalb der Erdoberfläche unabhängig von den solar getriebenen Prozessen statt. Abschließend lassen sich Lithosphäre und der restliche Erdkörper unter Anwendung der oben dargelegten Kriterien für eine handlungsrelevante Beschreibung der natürlichen Umwelt wie 163

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Abgesehen von den äußeren Faktoren wie Veränderungen der Solarstrahlung, Magnetismus u.a. ist der Gesteinskreislauf ein wesentlicher Faktor für die stetige Veränderung des Chemismus der natürlichen Umwelt, die ihrerseits die chemische Langzeitentwicklung der Erdkruste und des Erdmantels beeinflusst. An der Grenze zwischen Erdmantel und Erdkern (DƎ-Schicht) bilden die in den Erdmantel gedrückten ozeanischen „kalten“ Lithosphärenplatten ein „Plattengrab“ in einer Tiefe von rund 3.000 km. Die sinkenden Platten drängen heiße Materie beiseite, die sich zunächst an der Kern-Mantel-Grenze sammelt und folgend über riesige Kanäle zur Erdoberfläche aufsteigt (Vulkantätigkeit). Die entstehenden Wärmeanomalien an der Kern-Mantel-Grenze werden – abhängig von deren Größenordnung – „Plumes“ oder „Superplumes“ genannt. Nach jüngeren Erkenntnissen verursachen die von den Superplumes aufsteigenden Materiemassen das periodische Entstehen und Auseinanderbrechen von Superkontinenten (vgl. ausführlich Larson 1991, S. 547 ff.).

31 folgt zuordnen: Der an der Bodenbildung beteiligte oberste Teil der Lithosphäre ist Bestandteil der natürlichen Umwelt und bildet zugleich eine unscharfe Grenze zu den tieferen Bereichen des Erdinneren. Zähflüssige Gesteinsschmelze aus den Bereichen des Erdinneren, die in bestimmten Bereichen auf die Erdoberfläche gelangen, werden als Eintrag in die natürliche Umwelt betrachtet, wird also (zunächst) nicht zur natürlichen Umwelt gerechnet, sondern bildet einen ihrer äußeren Einflussfaktoren. Das so verstandene Erdinnere und der Weltraum, d.h. jener kosmische Raum, der ab der äußersten Schicht der Erdatmosphäre beginnt 165, bilden zwei Hauptkomponenten der natürlichen Rahmenwelt, die terrestrische und die extraterrestrische Rahmenwelt. Für die natürliche Umwelt bildet die natürliche Rahmenwelt den Bedingungsrahmen, da sie über erdgeschichtliche Zeiträume mittels (globaler) (bio-)chemischer und physikalischer Prozesse und Stoffkreisläufe die Entfaltung und strukturellen Veränderungen (Umformung der Kontinente) der natürlichen Umwelt begrenzt und zugleich vorantreibt. Zusammenfassend sind die kontinuierlich auf die Erde einstrahlende Sonnenenergie sowie der kosmische Anteil der natürlichen Hintergrundstrahlung166 als existenzielle Einflussfaktoren der extraterrestrischen Rahmenwelt zu nennen.167 Die Elemente der terrestrische Rahmenwelt, die einen existenziellen Einfluss auf die natürlichen Umwelt ausüben, sind vor allem Gravitation, Magnetismus, die aus dem Erdinneren stammende geothermische Energie, der terrestrische Anteil der natürlichen Hintergrundstrahlung 168 sowie der durch Vulkantätigkeit und tektonische Kräfte bedingte Stoffeintrag aus dem Erdinneren.

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Es existieren unterschiedliche Auffassungen darüber, ab wann der Weltraum beginnt. International anerkannt ist die Definition der Fédération Aéronautique Internationale, nach der der Weltraum in einer Höhe von 100 Kilometern über dem Meeresspiegel beginnt (siehe http://www.fai.org Zugriff am 12.04.2007). Diese Grenze entspricht der sog. Karman-Linie (es ist dies jene Grenze, die von Theodore von Kármán in Zusammenarbeit mit anderen Wissenschaftlern aufgestellt wurde und ab der die aerodynamischen Kräfte nicht mehr wirksam sind). Die Lebewesen der Erde sind schon immer einer natürlichen ionisierenden Strahlung ausgesetzt gewesen, die etwa für das Auslösen evolutionärer Sprünge (genetische Mutation) eine gewisse Bedeutung hat. Je nach Höhenlage, Bodengeologie, umgebende Baustoffe und Bauweise sowie Nahrungs- und Wasseraufnahme ist ein Bewohner Mitteleuropas einer jährlichen effektiven Dosis von 199 - 600 mrem ausgesetzt. Der Anteil der gesamten natürlichen Hintergrundstrahlung liegt bei 100 - 275 mrem pro Jahr, wovon der kosmische Anteil (auch „Höhenstrahlung“ genannt) 40 - 160 mrem pro Jahr ausmacht (vgl. Bossel 1993, S. 142 f.). Zu den - durch anthropogene Eingriffe und Nutzung bedingten - zusätzlichen Belastungen des Menschen durch ionisierende Strahlung siehe auch die Ausführungen zu den naturfremden und den naturfernen Stoffen gegen Ende des Kapitels 2.4. Meteoriteneinschläge, die die natürliche Umwelt nennenswert beeinflussen können, treten in geologischen Zeiträumen auf. Sie bilden daher unter Risikoaspekten eine besondere Thematik, auf die hier nicht weiter eingegangen wird Zur natürlichen ionisierenden Gesamtstrahlung siehe vorige Fußnote. Die natürliche terrestrische Hintergrundstrahlung stammt von den in den Umweltmedien vorkommenden radioaktiven Elementen. Dazu gehören Uran, Thorium und Kalium (30 - 115 mrem pro Jahr), Kalium-40 in Nahrung und Wasser (ca. 17

32 Abschließend wird die natürliche Umwelt definiert als Gesamtheit der biotischen und abiotischen Systemelemente dieser Erde, die sich unter den Bedingungen der natürlichen Rahmenwelt entwickelt (haben) und für die physische Existenz den Menschen169 und anderer Lebewesen bestimmend ist. 170 Anthropogene Gestaltungseingriffe in die natürliche Umwelt erfolgen primär nutzungsorientiert, d.h. durch sie werden Leistungspotentiale der natürlichen Umwelt in Anspruch genommen, um menschliche Bedürfnisse zu befriedigen.171 In Anlehnung an Dauvellier172 und Meffert 173 können diese Leistungspotentiale unter funktionellen Gesichtspunkten wie folgt unterteilt werden: (1) Versorgungs- bzw. Produktionsfunktion, (2) Träger- bzw. Aufnahmefunktion, (3) Regelungs- bzw. Regenerationsfunktion und (4) Informationsfunktion. ad (1) Versorgungs- bzw. Produktionsfunktion: Sie bezieht sich auf die Bedeutung der natürlichen Umwelt als Ressourcenlieferant zur Versorgung der Menschen mit regenerierbaren natürlichen Ressourcen, die sich jeweils energetisch und/oder stofflich nutzen lassen. Die regenerierbaren natürlichen Ressourcen lassen sich in (a) biotische Komponenten der natürlichen Umwelt174 und in (b) abiotische Komponenten der natürlichen Umwelt175 unterteilen.

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mrem pro Jahr) und Zerfallsprodukte des Radiums, insbesondere Radon, das bspw. aus Granit und Ziegel ausdiffundiert (ca. 8 mrem pro Jahr). Ausführlich hierzu Bossel 1994, S. 143. Da die natürliche Umwelt für den Menschen die existenzielle Voraussetzung bildet, wäre der - den Menschen in die natürlichen Kreisläufe einschließende - Begriff der natürlichen Mitwelt treffender. Aus Verständlichkeitsgründen wird jedoch der Begriff der natürlichen Umwelt beibehalten. Zur Diskussion über die angemessene Begrifflichkeit aus umweltethischer Perspektive vgl. Meyer-Abich 1990. Aus anthropozentrischer Sicht ist die Entwicklung der natürlichen Umwelt „lediglich“ in den Zeiträumen der menschlichen Entwicklung relevant. Dies ist auch der maßgebliche Grund, warum in vielen Ländern natürliche Ressourcen als übergeordnetes Schutzgut rechtlich verankert sind. Vgl. hierzu Umweltbundesamt Berlin 2000, S. 12 f. Vgl. Dauvellier 1977, S. 42. Vgl. Meffert/Kirchgeorg 1992, S. 11. Meffert/Kirchgeorg skizzieren die ersten drei Leistungskategorien und vernachlässigen die Informationsfunktion. Der Regenerationscharakter der biotischen Komponenten (Pflanzen, Tiere) besteht darin, dass sich Lebewesen unter Einfluss von Sonnenenergie, Erdwärme und anderen Faktoren laufend neu bilden können, wobei der Anteil der Sonnenenergie an der gesamten auf der Erde umgesetzten Energie über 99,9% beträgt (vgl. Kaltschmitt/ Wiese/Streicher 2003, S. 37). Zu den regenerierbaren abiotischen Komponenten zählen bestimmte stoffgebundene Erscheinungsformen von Energie wie Wind, Wellen, Meeresströmung sowie Wärme in den Umweltmedien Luft, Wasser und Boden. Auch wenn Energie in physikalischem Sinne sich nur umwandeln, aber nicht „regenerieren“ kann, wurde im Zuge der energie- und umweltwirtschaftlichen Diskussion den genannten Energieformen begrifflich eine „Regenerationseigenschaft“ zugemessen, da sich diese - aufgrund der Sonneneinstrahlung als quasi

33 ad (2) Träger- bzw. Aufnahmefunktion: Sie bezieht sich auf die natürliche Umwelt als Medium, das alle nicht (mehr) nutzbaren Güter, stofflich-energetisch und/oder räumlich aufnimmt (Emissionen 176177, Abfälle 178, Abwasser) und (er-)trägt. Auch der menschliche Organismus - als integraler Bestandteil der natürlichen Umwelt - ist in diesem Kontext mit zu betrachten. Diese Form der Beanspruchung der natürlichen Umwelt hat inzwischen erheblich zu ihrer Veränderung beigetragen. Als besonderes Problem gilt das Einbringen von Schadstoffen 179, die in der Natur (sonst) nicht vorhanden sind (Xenobiotika), sodass daher kein Ausgleich entsprechender Störungen über die Regelungsfunktion erfolgen kann. Da menschliche und nicht menschliche Organismen mit Xenobiotika keine evolutionäre Erfahrung haben

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unerschöpfliche Quelle der natürlichen Rahmenwelt - laufend neu „bilden“. In diesem Zusammenhang werden auch geothermische Energie (Erdwärme als quasi unerschöpflicher Vorrat der natürlichen Rahmenwelt) sowie Planetengravitation und -bewegung (Gezeiten) zu den regenerierbaren, abiotischen Komponenten der natürlichen Umwelt gezählt (zu den regenerativen Energieformen ausführlich Kaltschmitt/ Wiese/Streicher 2003, S. 37). Da die Erde ein (nahezu) geschlossenes System in Bezug auf die Stoffnutzung ist, müssen alle für das Leben elementaren „Betriebsstoffe“ der Organismen wie Sauerstoff, Wasser und Nährstoffe rezyklieren, d.h. sich im Kreislauf zwischen Organismen und mineralischen oder atmosphärischen Beständen bewegen, was zugleich die der Natur innewohnende Verknüpfung von biotischen und abiotischen Komponenten zum Ausdruck bringt. Der größte Teil dieser Stoffe rezykliert relativ rasch über die ökologischen Mineralisierungskreisläufe in Boden und Atmosphäre (vgl. Bossel 1994, S. 56) und kann daher als regenerierbare abiotische Komponente der natürlichen Umwelt betrachtet werden. Den Ausführungen in Kapitel 2.4.2.1.1 vorgreifend handelt es sich bei Emissionen um Stoffe in festem, flüssigem oder gasförmigem Aggregatzustand sowie um Energie in Form von Fortwärme, Schall, ionisierender Strahlung, Licht oder Erschütterung, die - ausgehend von einem anthropogenen Prozess (z.B. einer Betriebsanlage) - an die Umweltmedien Luft, Wasser und Boden abgegeben werden, da sie aus technologischen und/oder wirtschaftlichen Gründen nicht rückgehalten werden (können) (vgl. Malinsky/Prammer 2005, S. 341 und Hulpke/Koch/Wagner 1993, S. 217 ff.). Fortwärme ist jene energetische Emission, die ausgehend von einem anthropogenen Prozess (z.B. Betriebsanlage) als fühlbare und latente Wärmemenge an die natürliche Umwelt abgegeben wird. Sie wird damit Bestandteil der Umweltenergie und kann als Fortwärme nicht mehr identifiziert werden. Abwärme bzw. Restwärme (zum synonymen Begriff der Restwärme siehe Kapitel 2.4.3.2) umfasst alle einen anthropogenen Prozess verlassende, fühlbaren und latenten Wärmeströme einschließlich der Wärmeverluste, jedoch nicht die erzeugte Zielenergie. Sofern bzw. soweit Abwärme nicht durch Wärmerückgewinnung genutzt wird, geht sie in die natürliche Umwelt und ist dann Fortwärme (vgl. Verein Deutscher Ingenieure 1995 (Entwurf VDI-Richtlinie 4600), S. 3). Den Ausführungen in Kapitel 2.4.3.2 vorgreifend handelt es sich bei Abfällen um unter betrieblicher bzw. technosphärischer Kontrolle und Beherrschung befindliche Abprodukte, die (noch) nicht naturkompatibel sind und daher weiteren Transformations- und Verwertungsprozessen zuzuführen sind. Ausführlicher hierzu auch Malinsky/Prammer 2005, S. 343. Schadstoffe sind Stoffe oder Stoffgemische, die bei Eintrag in Ökosysteme und Umweltmedien oder bei Aufnahme durch lebende Organismen oder an Sachgütern nachteilige Veränderungen hervorrufen können (vgl. ausführlich Hulpke/Koch/Wagner 1993, S. 619 ff.). Die Emission von Schadstoffen ist in der Regel einer gesetzlichen Regelung unterworfen. Die Festlegung der Schadstoffe erfolgt in den einschlägigen Gesetzestexten jedoch oft nur durch Nennung der jeweiligen Stoffe oder Stoffgemische, ohne dass der Schadstoffbegriff selbst definiert wird. Tatsächlich kann der Begriff eines schädlichen Stoffes nicht theoretisch befriedigend definiert werden, da die genannten „nachteiligen Veränderungen“, die ein Stoff oder Stoffgemisch hervorrufen kann, nicht nur von der Stoffart, sondern auch von der Menge und/oder vom Wirkungsort abhängen. So etwa bewirken anthropogene Einträge von Kohlendioxid in die Atmosphäre nachteilige Veränderungen für Ökosysteme und Menschen (Klimawandel). Da Kohlendioxid ein Produkt des natürlichen Stoffwechsels ist und für bestimmte Lebensprozesse (Photosynthese) essentiell ist, wird es jedoch nicht als Schadstoff betrachtet. Aus diesem Grund existieren - im Gegensatz zu vielen Schadstoffen auch keine Immissionsgrenzwerte für Kohlendioxid in Bezug auf das Umweltmedium Luft.

34 und sie nicht abbauen oder neutralisieren können, sind sie ihrer Wirkung - oft in niedrigsten Konzentrationen - schutzlos ausgeliefert.180 ad (3) Regelungs- bzw. Regenerationsfunktion: Sie bezieht sich auf den Ausgleich von Störungen, die durch anthropogene Eingriffe (oder naturbedingten Schocks) in den Naturhaushalt sowie deren Folgewirkungen ausgelöst werden. Die Regelungsfunktion zeigt sich etwa in der Selbstreinigungskraft von Gewässern, in der Filterung der Luft durch Wälder, in der Aufnahme bzw. Assimilation 181 von Emissionen sowie in der Rückhaltung von Wasser in Pflanzendecken und humusreichen Böden zur Verhinderung der Bodenerosion. Eine intakte Regelungsleistung setzt die Funktionsfähigkeit der daran beteiligten Ökosysteme voraus. Eine bestimmte Regelungsfunktion kann somit nur in dem Ausmaß in Anspruch genommen werden, als daran beteiligte Ökosysteme in der Lage sind, nach (kleinen) Störungen von außen, d.h. der Inanspruchnahme der Trägerfunktion, ihr Systemgleichgewicht wiederherzustellen. Wird die Trägerfunktion durch menschliches Handeln (oder naturbedingten Schocks) überlastet, so können die in der Folge auftretenden Änderungen in Systemgleichgewichten zu zeitlichen Verschiebungen oder gar zur Beendigung bestimmter Regelungsfunktionen führen 182. Eingriffe des Menschen in die Struktur der natürlichen Umwelt, wie etwa die Ableitung großer Wassermengen aus Binnenseen für Bewässerungszwecke oder die großflächige Rodung von Urwäldern, beeinträchtigen bestimmte Regelungsfunktionen der natürlichen Umwelt zum Teil massiv. Letztere können - wenn überhaupt - nur durch menschliches Eingreifen (teilweise) wiederhergestellt werden. 183 ad (4) Informationsfunktion: Sie bezieht sich auf den ständigen Austausch von Informationen zwischen natürlicher Umwelt und Mensch. Solche Informationen können quantitativer (Stoffund Energieflüsse) oder qualitativer Art (Landschaftsbild) sein. Sie dienen zur Orientierung und/oder zur Wahl eines bestimmten Verhaltens der natürlichen Umwelt gegenüber.

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Zur „Qualitativen Inkompatibilität“ von künstlicher Technosphäre und natürlicher Umwelt siehe auch die Ausführungen in Kapitel 2.3.2. Assimilation (assimilis [lat.]: ähnlich): Überführung der von einem Lebewesen aufgenommenen körperfremden (Nähr-)Stoffe in körpereigene Stoffe (Assimilate). Vgl. Duden 1990, S. 86. Die Stabilität von Ökosystemen wird durch regulierende und selektive Wechselwirkungen der Stoff- und Energieströme sowie der Populationen ermöglicht. Dies erfordert unter anderem eine ausreichende genetische Vielfalt der in Ökosystemen beheimateten Populationen (ausführlicher hierzu im folgenden Unterkapitel). So ist etwa die Wiederherstellung der durch Jahrzehnte durch Fluor-Chlor-Kohlenwasserstoff-, Brom- und Stickoxidemissionen teilweise zerstörten, d.h. ausgedünnten Ozonschicht in der Stratosphäre von großer Bedeutung, da diese der einzige natürliche Schutzmechanismus der Erde gegen das kurzwellige ultraviolette Licht (Wellenlänge: 0,18-0,30 —m) ist, d.h. diese Strahlung durch Ozonmoleküle (Raumanteil von Ozon in der Atmosphäre lediglich 350 ppm) weitgehend absorbiert werden kann. Ansonsten würden pflanzliche und tierische bzw. menschliche Lebensprozesse (Photosynthese, Entwicklung der Bodenbakterien, Hautbildung, Immunsystem) massiv geschädigt (vgl. Bossel 1994, S. 131).

35 Die genannten Leistungspotentiale der natürlichen Umwelt haben sich unter dem Einfluss der terrestrischen und der extraterrestrischen natürlichen Rahmenwelt entwickelt. Zugleich stellt die natürliche Rahmenwelt selbst Leistungspotentiale zur Befriedigung menschlicher Bedürfnisse bereit. In Analogie zu den Leistungspotentialen der natürlichen Umwelt werden die Leistungspotentiale der natürlichen Rahmenwelt unter funktionellen Gesichtspunkten in die (1) Versorgungsfunktion und die (2) Aufnahmefunktion unterteilt. ad (1) Versorgungsfunktion: Sie bezieht sich auf die Bedeutung der natürlichen Rahmenwelt als Ressourcenlieferant zur Versorgung der Menschen mit nicht-regenerierbaren und regenerierbaren natürlichen Ressourcen. Zu den hauptsächlichen, nicht-regenerierbaren Ressourcen der terrestrischen Rahmenwelt zählen die fossilen Energieträger (Kohle, Erdöl, Erdgas, Uran) 184 sowie Salze, Steine, Erden und Erze, die sich allesamt in der lithosphärischen Kruste befinden. Ebenso der terrestrischen Rahmenwelt entstammen die Erdwärme sowie die Planetengravitation und -bewegung als sogenannte regenerierbare Energieressourcen. Der extraterrestrischen Rahmenwelt entstammt die - als regenerierbare Ressource eingeordnete - Sonnenenergie (Strahlungsenergie mit hoher Arbeitsfähigkeit). ad (2) Aufnahmefunktion: Die extraterrestrische Rahmenwelt erfüllt ihre diesbezügliche Funktion, indem der Kosmos die von der Erde abgegebene globale Wärmestrahlung (Strahlungsenergie mit niedriger Arbeitsfähigkeit) aufnimmt. Die Inanspruchnahme der Leistungspotentiale der extraterrestrischen Rahmenwelt und bestimmter energetischer Leistungspotentiale der terrestrischen Rahmenwelt185 führt zu keinen - für die Betrachtungen in dieser Arbeit relevanten - Veränderungen dieser Rahmenwelt(teile).186 Den genannten Komponenten können daher die Eigenschaften öffentlicher Güter zugebilligt werden, ohne dass die Inanspruchnahme mit einer Übernutzung einhergeht. 187 Um zu beurteilen, in welcher Weise und wie stark eine Handlungsalternative die natürliche Umwelt und gegebenenfalls die natürliche Rahmenwelt verändert und welche Alternativen 184

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Kohle, Erdöl und Erdgas stammen aus fossil biogenen Lagerstätten, Uran und verwandte Kernbrennstoffe aus fossil mineralischen Lagerstätten. Diese Komponenten sind die Erdwärme sowie die Planetengravitation und -bewegung als quasi unerschöpfliche Energieressourcen. Die Leistungspotentiale der extraterrestrischen Rahmenwelt (Vorrat an Energie, Aufnahmekapazität für Wärmestrahlung) sind quasi unerschöpflich. Bei Gütern der natürlichen Umwelt führen die Nichtausschließbarkeit von Nachfragern und die grenzkostenlose Mehrnutzbarkeit dieser Güter zu einer ökologisch unangemessenen Nutzung.

36 relativ umweltverträglicher sind, müssen ökologische und ökologieorientierte Informationen berücksichtigt werden: Ökologische Informationen beziehen sich auf das Wissen um das Wirkungsgefüge der Elemente der natürlichen Umwelt. Im engeren Sinne wird darunter das Wissen über anthropogene Belastungen und Schädigungen von Lebewesen und Umweltmedien verstanden. Die Inhalte sind meist naturwissenschaftlicher Art, nicht-preislich, hoch dynamisch und mit einer großen Unsicherheit behaftet.188 Erst durch die Ergänzung um ökologieorientierte Informationen können ökologische Informationen handlungsrelevant werden. Ökologieorientierte Informationen weisen einen indirekten Charakter auf. Sie bezeichnen jenes Wissen, das zur Erarbeitung und Beurteilung von alternativen Handlungsweisen im Zusammenhang mit der natürlichen Um- und Rahmenwelt erforderlich ist. Die Inhalte betreffen handlungsrelevante Umweltgesetze, umweltbezogene Werthaltungen, betriebliche Emissionen, ihre Umweltauswirkungen, Wirkungs- und Nutzungsgrade von Betriebsanlagen etc. 189

2.2.1

Ökosysteme und Technosysteme

Ökosysteme bilden die zentralen Bausteine der natürlichen Umwelt. Ihre Funktionsweise und die begriffliche Abgrenzung zu Technosystemen, die der Mensch zweckgerichtet aus der natürlichen Umwelt hervorgebracht hat, ist Gegenstand dieser Untersuchung und Skizzierung. Der Begriff „Ökosysteme“ erscheint zunächst insofern unpräzise, als es ökologische bzw. natürliche Systeme im Sinne einer Ursprünglichkeit elementarer Lebensgrundlagen auf der Erde nur noch selten gibt. Viele heute als „natürlich“ angesehene Ökosysteme wurden vom Menschen über viele Generationen hinweg technisch-zivilisatorisch überformt. So haben sich im Laufe der Geschichte einzelne Ökosysteme sowohl hinsichtlich ihrer Relationen zueinander als auch im Hinblick auf die Eigenschaften ihrer Systemelemente selbst (stark) verändert. Anthropogene Systemelemente sind hinzugetreten und haben „natürliche“ Ökosysteme modifiziert. Es kam etwa zur Herausbildung von Nutzökosystemen190 durch selektive Begünstigung und gezielte Kreuzung bestimmter, für den Menschen als nützlich erachteter Pflanzen bzw. Tiere. 191 Als Beispiele können Agrar- und Forst-Ökosysteme genannt werden, die naturnah oder halbnatürlich 192 geblieben sind. 193

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Vgl. Schaltegger/Sturm 1992, S. 48. Vgl. Senn 1986, S. 67 f. Nutzökosysteme sind Bestandteile der Öko-Technosphäre (siehe Abb. 2-1). Vgl. Sterr 2003, S. 15. Zugleich sind gegenwärtig land- und forstwirtschaftlich genutzte Flächen Ausdruck von technisch-zivilisatorischer Überformung.

37 Der Mensch ist zwar – als einziges bisher bekanntes Lebewesen 194 – mit seiner biologischgenetischen Ausstattung nicht unmittelbar an einen spezifischen Lebensraum gebunden, dennoch muss er an ökologischen Zyklen 195 teilnehmen, um existieren zu können. Ökologische Zyklen bilden einen Stoffkreislauf in der Form, dass der Output eines natürlichen Prozesses zum Input eines zweiten natürlichen Prozesses wird, bis schließlich – fallspezifisch über weitere ökologische Prozesse – der Output des letzten Prozesses wieder zum Input für den ersten natürlichen Prozess wird („waste is food“). 196 Ökologische Zyklen sind für alle höheren Lebewesen von essentieller Bedeutung und das konstitutive Merkmal von Ökosystemen. Ein Ökosystem ist ein komplexes Beziehungsgeflecht zwischen Lebewesen (Biozönose) und den abiotischen Komponenten ihres Lebensraumes (Biotop197). Beide bedingen sich gegenseitig: Die Biozönose entwickelt sich entsprechend dem Biotop; dieses wird durch die Biozönose verändert. Das Ökosystem selbst wiederum steht unter dem Einfluss seiner Umwelt wie Klima und Bodenverhältnisse. Ein Ökosystem beheimatet eine Vielzahl ökologischer Zyklen und daran beteiligter Lebewesen, also eine Vielzahl spezifischer Stoffkreisläufe, die die Verflechtung zwischen belebter und unbelebter Natur zum Ausdruck bringen. Ein Ökosystem ist ein dynamisches System. Es entwickelt sich bei unveränderten äußeren Einflüssen über verschiedene Stadien hinweg (Sukzessionsstufen, Populationsdynamik) so lange, bis mit den erforderlichen Mechanismen der Selbstregulierung ein (mehr oder weniger) stabiles entropiearmes 198 Fließgleichgewicht (ökologisches Gleichgewicht) erreicht wird

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So sind etwa Laubwälder naturnahe oder Niederwälder halbnatürliche Ökosysteme. Zur Einordnung von Haupt-Ökosystemen nach anthropogener Beeinflussung und Nutzung (Hemerobie) siehe: Der Rat von Sachverständigen für Umweltfragen 1994, S. 127. Die „Rohstoffe“ für Lebewesen stammen aus der Geosphäre, die Energie für die Lebensprozesse aus der Sonne und aus der Wärme des Erdinnern. Kohlenstoff, Sauerstoff, Wasserstoff, Stickstoff und Phosphor sind unerlässlich für den Aufbau von pflanzlichem Protoplasma, das die Grundlage unzähliger ökologischer Zyklen bildet. Vgl. Schopf 1988, S. 82 ff. Vgl. Hannsmann 1976, S. 13 f . Hierzu ausführlich Strebel 1980, S. 24 f. Die Lebensräume von Lebewesen können sehr unterschiedlich ausgeprägt sein. Dies wird bereits bei Betrachtung lediglich einer Determinante des Lebensraumes, dem Aktionsradius von Lebewesen deutlich. Dieser kann bei Kleinstlebewesen (wie etwa bei humusbildenden Bakterien) „sehr klein“ sein, oder aber auch Kontinente umspannen, wie dies etwa bei Zugvögeln oder bestimmten Fischen und Säugetieren der Fall ist. „Entropie“ ist eine Wortkombination aus „Energie“ und „tropos“ (tropos [griech.]: Umwandlung) und ist ein Maß für die molekulare Unordnung in einem System. Entropiearmut bedeutet demnach einen hoch geordneten Zustand. Lebewesen sind entropiearme Gebilde, die durch laufende Zufuhr von energiereichen Nährstoffen verhindern können, dass sie in einfache Grundstoffe zerfallen. Zum Entropiebegriff und dessen stofflicher Interpretation vgl. Georgescu-Roegen 1971, Georgescu-Roegen 1987, S. 5 ff. sowie Schenkel/ Faulstich 1993, S. 85 ff.

38 (Klimaxstadium). In diesem Zustand beeinflussen sich belebte und unbelebte Elemente199 von Ökosystemen gegenseitig so, dass ein dynamisches Gleichgewicht der Stoffkreisläufe mit einem charakteristischen Energiedurchsatz aufrechterhalten wird. Arten- und Individuenbestand schwanken um einen Mittelwert200, der von der Gesamtkapazität des Ökosystems bestimmt wird. Von dieser inneren Dynamik abgesehen, werden Ökosysteme außerdem durch den Rhythmus der Jahreszeiten geprägt. Im ökologischen Gleichgewicht befindliche Ökosysteme verfügen - in unterschiedlichem Ausmaß - über die Eigenschaft der Stabilität: Der zwischen den Organismen entlang ihrer Nahrungsketten stattfindende Austausch von Stoffen und Energie ist so aufeinander abgestimmt, dass das Ökosystem bei (kleineren) äußeren Einflüssen seinen Gleichgewichtszustand (spezifischer Energie- und Stoffhaushalt sowie Organismenbesatz) aufrechterhalten bzw. mehr oder weniger rasch in seinen Gleichgewichtszustand zurückfinden kann. 201 Wandlungen von Ökosystemen aufgrund stark veränderter Umweltfaktoren sind auch in der vom Menschen unberührten Natur ein normaler Prozess und schließen auch eine Veränderung des ursprünglichen ökologischen Gleichgewichtes mit ein. Neue Lebensgemeinschaften mit veränderten Bestandszahlen sind die Folge von neuen oder veränderten natürlichen Kapazitäten, die ihrerseits von veränderten Klimafaktoren oder anderen Faktoren geprägt sind. Ökosysteme verfügen – ebenso in unterschiedlich hohem Ausmaß - über die Eigenschaft der Resilienz: Hierbei handelt es sich um das (bio-)chemisch-physikalische Ausgleichsvermögen eines Ökosystems trotz naturbedingter oder anthropogener Schocks (etwa durch Nährstoffentzug oder Nährstoffüberangebot, durch starken Schadstoff- oder Schadenergieeintrag) elastisch zu reagieren und die Funktionalität des Systems zu wahren, indem die Struktur

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So können etwa Pflanzen, Tiere und Menschen (als Teil der belebten Natur) nur durch laufende Zufuhr und Ausscheidung von Wasser (als Teil der unbelebten Natur) existieren (der Mensch besteht zu ca. 65% aus Wasser). Je nachdem, ob die Kapazität erhöht oder erniedrigt ist, finden mehr oder weniger Arten im System Platz. Vgl. Bick et al. 1984a, S. 23. Bei hoher Stabilität erhält das Ökosystem sein Gleichgewicht aufrecht bzw. wird eine äußere Einwirkung rasch ausgeglichen, bei geringer Stabilität spät oder gar nicht. Stabilität in diesem Sinne und ökologisches Gleichgewicht sind nicht identisch. Ein ökologisches Gleichgewicht verkörpert das Entwicklungsstadium eines Ökosystems, das sich infolge einer Anpassung von Organismen und Stoffhaushalt an bestimmte ökologische Faktoren wie Klima und Bodenverhältnisse herausgebildet hat. Dieses Klimaxstadium bleibt so lange erhalten, wie die Außenbedingungen konstant sind. Ein diesbezügliches Gleichgewichtsstadium kann unter Umständen Jahrhunderte bestehen. Daraus kann jedoch nicht abgeleitet werden, wie sensibel ein Ökosystem auf menschliche Eingriffe reagiert. So besitzen etwa tropische Regenwälder nur eine sehr geringe Stabilität, d.h. sie sind „zerbrechlich“ bzw. leicht störbar, d.h. nicht in der Lage, nach stärkeren Eingriffen wieder ihr ökologisches Gleichgewicht zu finden (vgl. hierzu Bick et al. 1984, S. 24).

39 (Organismenbesatz, Stoff- und Energiehaushalt) den veränderten Bedingungen angepasst und in ein neues ökologisches Gleichgewicht übergeführt wird. 202 Sehr starke Einwirkungen auf Ökosysteme schränken die Kapazität des Lebensraumes so ein, dass Organismen überhaupt nicht mehr oder nur in sehr geringer Artenzahl existenzfähig sind. In solchen Fällen kann früher oder später eine langsame Wiederbesiedelung einsetzen, die aber - wenn überhaupt - erst nach einem längeren Zeitraum zu einem ökologischen Gleichgewicht führt. Zusätzlich zur relativ kurzfristigen Dynamik der Entwicklung von Ökosystemen tritt noch die meist langfristige Dynamik 203 der Evolution und Selektion der Lebewesen selbst. Die Evolution von Lebewesen aufgrund veränderter Bedingungen beeinflusst gleichzeitig die Evolution anderer mit ihnen in Beziehung stehender Populationen. Natürliche Selektion ergibt sich aus der verschieden starken Reproduktion genetischer Typen. Das heißt, die an die Umweltanforderungen besser angepassten Organismen vermehren sich (etwas) zahlreicher. Evolutionäre Anpassung und Selektion können jedoch nur stattfinden, wenn in einer Population genetische Vielfalt herrscht (Variabilität des Genpools, Vielfalt der Genotypen). Eine Population ohne genetische Vielfalt kann unter bestimmten äußeren Einflüssen nicht (lange) überleben, da sie keine Möglichkeit hat, sich mittels Evolution an veränderte Rahmenbedingungen anzupassen. An Ökosystemen sind im Produzenten-Konsumenten-Reduzenten-Zyklus zumindest zwei oder alle drei Funktionsgruppen von Lebewesen beteiligt: 204 (1) Produzenten: Hierbei handelt es sich vor allem um Pflanzen205 und Bakterien, die als autotrophe Formen ihre organische Substanz aus Nährstoffen (anorganische Substanzen) und Energie (Sonnenenergie, Erdwärme) aufbauen.

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Diese Funktions- und „Überlebens“fähigkeit von Ökosystemen wurde ursprünglich anhand von großflächigen Ökosystemen studiert und wegen der Bedeutung des menschlichen Einflusses auf die Entwicklung von Ökosystemen auf das Beziehungsgeflecht zwischen ökologischen und sozialen Systemen erweitert (vgl. etwa Gunderson/Holling 2002, Holling 2001, Gunderson/Holling/Light 1995). Bei diesen Studien wurde ein vierstufiger Anpassungsprozess identifiziert, der durch natürliche und menschliche Einflüsse bestimmt ist (vgl. Carpenter et al. 2001). Die Evolutionsgeschwindigkeit hängt auch vom Körpervolumen bzw. von der Generationsdauer der Organismen ab: Da kleinere Lebewesen in der Regel eine kürzere Generationsdauer aufweisen als größere Organismen, ist die Evolutionsgeschwindigkeit bei kleineren Lebewesen höher. Vgl. Bossel 1994, S. 80. Die Minimalausstattung eines Ökosystems besteht aus zwei Funktionsgruppen: Produzenten und Reduzenten. Pflanzen sind als einzige Lebewesen in der Lage, im Zuge der Photosynthese die elektromagnetische Energie von Lichtquanten (Sonnenenergie) in chemisch gebundene Energie in Form von Kohlehydraten (Biomasse) umzuwandeln.

40 (2) Konsumenten: Sie müssen als heterotrophe Formen zur Lebenserhaltung laufend energiehaltige organische Nahrung in Form von Produzenten (Pflanzenfresser - Konsumenten 1. Ordnung) oder anderen Konsumenten (Fleischfresser - Konsumenten 2. Ordnung) zu sich führen. Bei diesem Prozess geben sie Kohlendioxid, Nährsalze und organische Substanzen ab. Der Mensch ist dieser Funktionsgruppe zuzuordnen. (3) Reduzenten: Hierbei handelt es sich vor allem um Bakterien und Pilze, die – so wie die Konsumenten – auf energiehaltige organische Substanzen angewiesen sind (heterotrophe Formen). Reduzenten nehmen die organischen Bestandsabfälle von Produzenten und Konsumenten auf und zerlegen diese in abiotische Substanzen (Mineralisierung). Auf diese Weise werden Nährstoffe und Energie für einen neuen Regelkreis verfügbar gemacht. Stoffliche Outputs von Lebewesen auf der einen Stufe werden von anderen Lebewesen in der nächsten Stufe wieder als „Nahrung“ aufgenommen. Die Funktionsgruppen agieren als Gesamtsystem betrachtet somit sehr stoffeffizient. Eine der Voraussetzungen hierfür ist die hohe „ökologische Kompatibilität“ der von der Natur verwendeten Biomoleküle206 und die Fähigkeit von Ökosystemen, die Stoffwechselprozesse an systemexterne Energieangebote207 (Tag-Nacht-Rhythmus und jahreszeitenspezifisches Angebot an solarer Einstrahlung) anzupassen. Vermehrt in Ruhephasen entstandene Stoffpuffer werden in den Vegetationsphasen wieder aufgebraucht. Es kommt allerdings auch in Ökosystemen zur Produktion von durch Organismen nicht nutzbarer Stoffe. Sedimente repräsentieren solche nicht als Nahrung

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Die Natur verwendet lediglich vier Basen von Nukleinsäuren und 20 natürliche Aminosäuren, die sich „ … problemlos ineinander umwandeln und auch unverändert zu neuen Strukturen zusammenfügen lassen.“ Zwilling 1993, S. 26. Jährlich wird rund 0,02% der gesamten auf die Erde einstrahlenden Energie in Biomasse umgewandelt (vgl. Winje/Witt 1991, S. 10). Ein Teil dieser Biomasse bildet den Beginn für die Nahrungsketten. Entlang der Nahrungsketten treten z.T. extrem hohe Energie“verluste“ auf: Lediglich rund 1-5 % der auf Primärproduzenten (Pflanzen, Phytoplankton) einfallenden Sonnenenergie kann von ihnen über die Photosynthese aufgenommen werden. Von dieser aufgenommenen Energie gehen ca. 60 % durch Assimilation und Wachstum sowie rund 30% mit dem Bestandsabfall verloren. Lediglich ca. 10 % der aufgenommenen Energie kann – chemisch gebunden – von der nächsten trophischen Stufe (Pflanzenfresser) „geerntet“ werden. Die Konsumenten 1. Ordnung (Pflanzenfresser) setzen ca. 10% der über Pflanzen aufgenommenen Energie in eigenes Körpergewebe um. Ihr Verdauungsapparat kann nicht die gesamte Nahrung verarbeiten (z.B. gerbstoffreiche Blätter von Pflanzen in Landökosystemen). Konsumenten 2. Ordnung (Fleischfresser) können durch die Verwertung ihrer Nahrung ca. 20% der aufgenommenen Energie in Körpermasse umwandeln. Auch sie müssen Energie für ihre Körperfunktionen (bei Warmblütern zusätzlich Erhalt der Körpertemperatur) und ihre Fortbewegung nutzen, die dann nicht in Körpermasse gespeichert werden kann. Dass nur ein verhältnismäßig geringer Anteil der aufgenommenen Energie in Körpermasse umgewandelt wird und daher für die Konsumenten der nächsten Ordnung verfügbar ist, gilt auch für die weiteren Glieder in der Nahrungskette (ausführlich Bossel 1994, S, 46 ff.). Warum wandeln Pflanzen und Tiere die zugeführte Energie so wenig effizient in chemische Bindungsenergie um? Möglicherweise hat die Evolution der biosphärischen Elemente die solare Strahlungsenergie – angeregt durch das regelmäßige Auftreten und die „immerwährende“ Existenz dieser Energieform – als ein nicht knappes Gut „erkannt“ und nutzt sie daher für den Stoffwechselantrieb lediglich als „Durchflussmedium“.

41 aufgenommene Stoffmengen, die als organisch-mineralische Puffer erst nach (sehr) langen Zeiträumen für biosphärische Kreislaufprozesse wieder verfügbar sind. 208 Ökosysteme verfügen über Mehrfachausbildungen bestimmter Funktionen und Potentiale sowohl auf der anorganischen Ebene als auch auf der Ebene der Organismen. Auf der anorganischen Ebene sind die chemisch-physikalischen Grundbausteine einfach und universell zugleich ausgelegt. Dadurch wird eine hohe Austauschbarkeit der Stoffe in den Stoffkreisläufen erreicht. Auf einer höheren Ebene wird die Redundanz durch die Mehrfachauslegung der Organismen selbst erreicht: Diese gewährleistet, dass ein innerhalb bestimmter Bandbreiten entstehendes Defizit von Organismen durch verstärkte Aktivitäten anderer Organismen und Systemelemente ausgeglichen oder - zumindest über einen bestimmten Zeitraum - über einem kritischen Schwellenwert gehalten werden kann. Von Natur aus stabile, d.h. im Klimaxstadium befindliche Ökosysteme sind wegen ihrer minimalen Nettoproduktion für den Menschen nicht nutzbar. Zur menschlichen Nutzung sind primär die frühen Entwicklungsstufen der Ökosysteme (Sukzessionsstufen) geeignet. Bei Nutzökosystemen muss deshalb die natürliche Entwicklung hin zum stabilen Endstadium unterbrochen und festgehalten werden.209 Die Stabilität solcher Systeme kann dann jedoch nur durch dauernde, die Nutzung begleitende Maßnahmen erreicht werden, der Stabilisierungsaufwand sinkt jedoch bei höheren Sukzessionsstufen. 210 Zusammenfassend können Ökosysteme wie folgt charakterisiert werden: (a) Ökosysteme sind offene Systeme. Sie treten durch den Austausch von Stoffen und Energie mit ihrer Systemumwelt in Verbindung. 211 (b) Ökosysteme verfügen über Redundanzen bestimmter Funktionen und Potentiale. (c) Ökosysteme sind dynamisch und verfügen über Selbstorganisationsfähigkeiten212, die sie in die Lage versetzen, nach internen oder externen Einflüssen das Systemgleichgewicht 208

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Vgl. auch Sterr 2003, S. 34 f. (Fern-)Verfrachtungen und geologisch-zeitliche Verschiebungen von Stoffpuffer, können auch durch spezifische äußere Einwirkungen verursacht werden, die natürlichen oder anthropogenen Ursprungs sind wie etwa Vulkanausbrüche, Überschwemmungen, Meteoriteneinschläge oder Kernwaffentests. Vgl. Odum/Reicholf 1980, S. 67 f. u. S. 150 ff. Der Stabilisierungsaufwand ist darüber hinaus auch von der Art und „Naturnähe“ des Nutzökosystems abhängig: So kann etwa beim konventionellen Gemüseanbau eine Stabilisierung nur durch Einsatz großer Mengen an Dünge- und Schädlingsbekämpfungsmittel sowie Energie erzielt werden. Hingegen führt bei Wiesen die Nutzung selbst bereits zur Stabilisierung, da das Aufkommen von Bäumen und Sträuchern verhindert wird. Hier ist nur mehr eine geringe Düngerzufuhr zum Ausgleich des Nährstoffdefizits erforderlich. Demgegenüber sind geschlossene Systeme dadurch gekennzeichnet, dass der energetische Austausch zwischen System und Systemumwelt stattfindet, der Austausch von Stoffen jedoch unterbleibt. Isolierte, d.h. absolut geschlossene Systeme tauschen weder Stoffe noch Energie mit ihrer Systemumwelt aus. Vgl. hierzu Fuchs 1976, Sp. 3828 oder Bertalanffy 1968. In der Management- und Organisationsliteratur wird vielfach der Begriff „Autopoiese“ (= Selbstorganisation) verwendet (vgl. hierzu Fuchs 1976, Sp. 3828).

42 wiederherzustellen oder sie als Anlass für Systemänderungen (Herstellen eines anderen Systemgleichgewichtes) einschließlich evolutionärer Sprünge zu nutzen. (d) Ökosysteme nutzen verfügbare Ressourcen sehr stoffeffizient. Eine Voraussetzung hierfür ist die ökologische Kompatibilität der von der Natur verwendeten Biomoleküle. Diese erleichtert die - im Rahmen ökologischer Zyklen - erforderliche Veränderung von Stoffqualitäten erheblich. Von den (modifizierten) Ökosystemen abzugrenzen sind die vom Menschen technischphysikalisch, „künstlich“ geschaffenen Objekte wie Gebäude, Maschinen, Verkehrswege, technische Infrastruktur u.v.m., die aus natürlichen und nicht natürlichen Stoffen bestehen. Sie basieren auf Grundstrukturen und -mechanismen der Natur, jedoch nicht durchgängig auf biosphärischer Grundlage. Solche Objekte sowie ihre Beziehung zum Menschen werden als „Technosysteme“ bezeichnet. Sie können definiert werden als vom Menschen „zweckgerichtet entwickelte, technisch-physikalisch bestimmte, rückgekoppelte Regelkreise, die durch den Einbau von Regelmechanismen innerhalb bestimmter Toleranzgrenzen zu einer ’Quasiselbstregulierung’ fähig sind“. 213 Werden Toleranzgrenzen überschritten oder fallen Systemelemente komplett aus, so sind Technosysteme in der Regel nicht in der Lage, sich durch qualitative Modifikation im Systeminneren an die veränderten Bedingungen anzupassen. 214 Wird in einem solchen Fall nicht vom Menschen stabilisierend eingegriffen, bricht das Technosystem zusammen. 215 Technosysteme stehen immer in engster räumlicher Beziehung zu den sie umgebenden Umweltmedien (Luft, Wasser und Boden) bzw. Ökosystemen. 216

2.2.2

Ökosphäre und Technosphäre - Räume natürlicher Ordnung und vom Menschen dominierter Ordnung

Während sich der Systembegriff (Ökosysteme, Technosysteme) auf stoffliche, energetische oder informationelle Relationen zwischen definierten Elementen eines betrachteten Systems bezieht, stellt der Sphärenbegriff (Ökosphäre, Technosphäre) auf das räumliche Verständnis ab. Der Sphärenbegriff soll hier aber zugleich der Unterscheidung zwischen den beiden maßgeblichen „Akteuren“ für die Entwicklung der natürlichen Umwelt, der Natur und dem Menschen, dienen. 213 214

215 216

Sterr 2003, S. 16 f. in Anlehnung an Eichler 1993, S. 41 f. Technosysteme verfügen vielfach nicht über das - für Ökosysteme konstitutive - Merkmal stark ausgeprägter „Redundanz“ (Mehrfachauslegung von Funktionen oder Potentialen einzelner Systemelemente). Vgl. Eichler 1993, S. 42. So ist etwa das Meerwasser nicht nur ein Trägermedium für die im Meer befindlichen Meeresökosysteme, sondern bildet auch das (physikalische) Trägermedium für das Technosystem „Schifffahrt“.

43 Oben wurde bereits der - in dieser Arbeit größte - Naturraum angesprochen, das Sonnensystem. In dessen Zentrum befindet sich die Sonne,217 die für alles irdische Leben218 sowie für den Energie- und Klimahaushalt der Erde (und anderer Planeten) eine quasi unerschöpfliche Energiequelle219 bildet. Aus anthropozentrischer Sichtweise kann das Sonnensystem (und darüber hinaus der gesamte Kosmos) in eine natürliche Umwelt und eine natürliche Rahmenwelt 220 unterteilt werden. Wie bereits oben beschrieben, wurde im Laufe der menschlichen Geschichte die natürliche Umwelt zum Teil stark verändert. Der Mensch beeinflusste aber nicht nur die Entwicklung der biotischen Komponenten (Nutzpflanzen, Nutztiere), sondern es wurden in zunehmendem Ausmaß auch abiotische Komponenten wie Häuser, Straßen, Brücken, Maschinen und ganze Städte geschaffen. Somit hat der Mensch dem von der Natur hervorgebrachten belebten und unbelebten Sein (Ökosphäre) ein von ihm naturnah geschaffenes Sein (Öko-Technosphäre) hinzu und ein künstlich geschaffenes Sein (künstliche Technosphäre) gegenübergestellt. Die Ökosphäre wird hier als Sphäre der natürlichen terrestrischen Ordnung begriffen. Sie ist jene Gesamtheit der natürlichen Umwelt, die durch die stoffgebundenen Prozesse und Kreisläufe ihrer Elemente bestimmt wird und sich ohne menschlich-gestalterisches Zutun in Zeiträumen der menschlichen Entwicklung verändert und evolviert. Globale und regionale geochemische Kreisläufe zählen ebenso dazu wie ökologische Nährstoffkreisläufe, die zur Veränderung der belebten und unbelebten Natur führen. Die Ökosphäre wird zum einen durch die Lithosphäre und zum anderen durch die Exosphäre221 begrenzt. 222 Der Mensch ist Teil dieser natürlichen Sphäre, jedoch nicht als Gestalter von Nutz-Ökosystemen oder gar in Form einer „Kunstnatur“, sondern als biologische Art, die der Evolution unterliegt und von der „natürlichen Ordnung“ dominiert wird.

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Die Sonne ist der bei weitem größte Himmelskörper im Sonnensystem (ca. 100-facher Durchmesser der Erde), der auf sich ca. 99,8% der Gesamtmasse des Sonnensystems vereint. Einstrahlende Sonnenenergie wird durch Photosynthese der Pflanzen in chemische Bindungsenergie von Kohlehydraten umgewandelt, die wieder ins Ökosystem eingebracht werden. So bildet die Sonnenenergie die Grundlage für entropiearme Fließgleichgewichte des Lebens in Ökosystemen. Die Sonne existiert seit ca. 4,6 Mrd. Jahren und wird noch weitere 4-5 Mrd. Jahre Materie in Energie umwandeln (vgl. Winje/Witt 1991, S. 10). Zur Unterscheidung von natürlicher Umwelt und natürlicher Rahmenwelt siehe oben. Die Exosphäre liegt als äußerste Hülle der Atmosphäre in einer Höhe ab 400-500 km und beinhaltet vor allem ionisierte Gasteilchen, die aufgrund ihrer Eigengeschwindigkeit aus dem Gravitationsfeld der Erde entweichen können. Nur aus diesem unbelebten Teil der natürlichen Umwelt können Materieteilchen in den Kosmos gelangen. Die Exosphäre wird deshalb oft auch als Dissipationssphäre bezeichnet (vgl. Bibliographisches Institut & F. A. Brockhaus AG 2006, Stichwort „Exosphäre“). In Analogie zur räumlichen Abgrenzung der natürlichen Umwelt (unter Kapitel 2.2).

44 Die Technosphäre 223 umfasst die Gesamtheit der vom Menschen in seinem Wirkungsraum hervorgebrachten und aus der natürlichen Umwelt (sowie allfällig aus der natürlichen Rahmenwelt) heraus entwickelten Technosysteme einschließlich der damit verbundenen Zurichtung der Natur durch gestaltende Eingriffe und deren Nebeneffekte.224 Die Grenzen der Technosphäre werden durch die Technosysteme bzw. eingesetzten Technologien bestimmt, mit deren Hilfe der Mensch stoffgebundene Nutzungen vornimmt. Der Mensch nutzt etwa die Lithosphäre der Erde punktuell für seine Zwecke, indem er fossile Energieträger225, Salze, Steine, Erden und Erze zur energetischen und/oder stofflichen Transformation gewinnt sowie nicht mehr benötigten Transformationsoutput auf der bzw. in der Erdkruste ablagert. Die Technosphäre kann sachlogisch nur durch eine räumliche und stofflich-energetische Inanspruchnahme der Ökosphäre oder – darüber hinaus – durch die Inanspruchnahme der natürlichen Rahmenwelt hervorgebracht werden. Die vom Menschen hervorgebrachte Technosphäre kann - in Abhängigkeit von der Eingriffstiefe - in eine (1) Öko-Technosphäre und in eine (2) künstliche Technosphäre zerlegt werden 226: Die Öko-Technosphäre stellt den naturnahen Teil der Technosphäre dar. Sie beinhaltet ausschließlich Systeme, die natürliche oder naturnahe Ressourcen nutzen und deren Prozesse durch natürlichen Stoffwechsel und/oder rein physikalisch-mechanische Umformungen charakterisiert sind.227 Als diesbezügliche Systeme mit natürlichem Stoffwechsel können etwa Nutzökosysteme genannt werden. Die künstliche Technosphäre beinhaltet die „Welt der Maschinen und modernen Infrastruktur“, d.h. alle vom Menschen hervorgebrachten Systeme, die die Natur von sich aus (evolutionär) nicht hervorgebracht hätte bzw. nicht hervorbringen kann. Die Besonderheit des Menschen besteht nun darin, dass er durch gestaltende Eingriffe in die Ökosphäre zwar für seine Zwecke eine (zum Teil naturnahe) Technosphäre (er)schaffen kann, aber zugleich aufgrund seiner biologisch-genetischen Ausstattung in der Ökosphäre beheimatet sein muss ((3) in Abb. 2-1). Durch gestaltende Eingriffe des Menschen in die Ökosphäre und/oder Technosphäre werden nicht nur erwünschte Ergebnisse erzielt, sondern entstehen auch nicht erwünschte Wirkungen, die immer auch die Ökosphäre (wieder) betreffen (Emissionen).228 Als Element der Öko223 224 225

226 227 228

Zum Begriff der Technosphäre vgl. auch Liesegang 1992, S. 5. Vgl. Malinsky 1996, S. 5 f. Die Hauptformen der fossil biogenen Energieträger sind Kohle, Öl und Gas. Hauptform der fossil mineralischen Energieträger ist Uran. Sterr bezeichnet (1) als Anthroposphäre und (2) Transformatorensphäre (vgl. Sterr 2003, S. 26 ff.). Zur Charakterisierung vgl. auch Sterr 2003, S. 31. Zu den Eingriffen des Menschen im Zuge der betrieblichen Leistungserstellung und deren Konsequenzen siehe die Ausführungen in Kapitel 2.3 und 2.4.

45 sphäre ist davon die nicht-menschliche Natur („Ökosphäre der nicht-menschlichen Natur“) ebenso betroffen wie der Mensch selbst als biologisches Element mit seinem artspezifischen Lebensraum („Ökosphäre der menschlichen Natur“) (Abb. 2-1).

Abb. 2-1: Ökosphäre und Technosphäre als Folge der Transformation von Stoffen und Energie durch Natur und Mensch (Quelle: eigene)

Aus anthropozentrischer Sicht lässt sich festhalten, dass Eingriffe des gestaltenden Menschen in seine Umwelt auf ihn selbst biologisch-ökologisch zurückwirken und er sich daher mit seinem Leben und Schaffen in insgesamt drei stofflich-energetischen Sphären bewegt: (1) In einer künstlichen, von ihm gestalteten Sphäre (künstliche Technosphäre oder künstliche Umwelt), (2) in einer naturnahen, von ihm gestalteten Sphäre (Öko-Technosphäre) und (3) in einer natürlichen, nicht von ihm, sondern von der natürlichen Ordnung dominierten Sphäre (Ökosphäre der menschlichen Natur). Während Stoffkreisläufe in der Ökosphäre sehr stoffeffizient und ökologisch kompatibel realisiert werden, hat der moderne Mensch bisher nur wenig vergleichbare Strukturen und Prozesse hervorgebracht. Vielmehr hat er im Laufe der Geschichte seine Technosphäre immer weiter ausgedehnt und es gelangen immer größere Stoffmengen von der künstlichen Technosphäre in die natürliche Umwelt. Als natürliche Umwelt 230, wird folgend die Vereinigungsmenge von Ökosphäre und Öko-Technosphäre verstanden ((2) bis (4) in Abb. 2-1). 231 229

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Die extraterrestrische natürliche Rahmenwelt („Kosmos“) und die terrestrische natürliche Rahmenwelt definieren die „Nebenbedingungen“, unter denen die terrestrische Natur und der Mensch als Transformationsakteur der natürlichen Umwelt und der Mensch als Gestalter der künstlichen Technosphäre auftreten. Aus sprachlichen Gründen wird jedoch anstatt „die natürliche Umwelt betreffend“ der weniger umfassende Begriff „ökosphärisch“ verwendet, d.h. nur in diesem Verwendungszusammenhang beinhaltet der Ökosphärenbegriff die Öko-Technosphäre. Die Gegenüberstellung von natürlicher Umwelt (Ökosphäre und Öko-Technosphäre) und künstlicher Technosphäre ist zwar eine wenig differenzierende Unterscheidung des den Menschen umgebenden

46 Die bisherigen Ausführungen haben deutlich gemacht, dass die Entwicklung der Erde, der Umweltmedien, des Klimas, der Ökosysteme und des menschlichen Lebens nach dem Prinzip der stoffgebundenen Prozesse und Stoffrückführung unter laufender Energiezufuhr abläuft. Die Gestaltung einer ökologisch nachhaltigen Wirtschaft und Gesellschaft muss exakt an diesem Punkt ansetzen.

2.3

Ökologische Nachhaltigkeit – Konzeptionsidee und strategische Anknüpfungspunkte „Wer zu den Quellen will, der muss gegen den Strom schwimmen.“ (Stanislaw J. Lec)

2.3.1

„Schwache Nachhaltigkeit“ und „Starke Nachhaltigkeit“ - Die Bandbreite normativ geleiteter Konzepte zur Harmonisierung von Realökonomie und natürlicher Umwelt

Im Zuge der betrieblichen Erzeugung findet ein laufender Stoffaustausch zwischen Betrieb und natürlicher Umwelt statt. Inputobjekte aus der Öko- und/oder Technosphäre gehen in den Betrieb ein, werden dort zu Gütern transformiert und gelangen nach der Marktphase als nicht mehr erwünschte Güter (retransformiert) wieder in die Öko- und/ oder Technosphäre. Die natürliche Umwelt tauscht mit dem sie umgebenden Kosmos (extraterrestrische Rahmenwelt) Stoffe in vernachlässigbaren Mengen232 aus. Die physischen Systemelemente der Ökonomie gilt es so anzupassen, dass sie mit dem stofflich (nahezu) geschlossenen System der natürlichen Umwelt ein kompatibles und geschlossenes Ganzes bilden: Gelingt es, die gesellschaftlichen Nutzungsansprüche (Lebensstile und Wirtschaftsweisen) mit den zur Verfügung stehenden Lebensgrundlagen (natürliches Vermögen bzw. Kapital233 i.w.S.) so in Übereinstimmung zu bringen, dass die Funktionsfähigkeit der natürlichen Umwelt für

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stofflich-energetischen Umfeldes, für die Zwecke dieser Arbeit ist sie jedoch ausreichend (So unterscheidet alleine die Landschaftsplanung sieben Hemerobiestufen, um den Natürlichkeitsgrad von Flächen zu charakterisieren: 1. natürlich – unbeeinflusstes Ökosystem; 2. naturnah – gelegentliche Nutzung; 3. halbnatürlich – Forstwirtschaft, Wiesen, Weiden; 4. bedingt naturfern – Forstmonokulturen, Streuobstlagen; 5. naturfern – Acker- und Gartenland, Weinbau; 6. naturfremd – Sportflächen, Mülldeponien; 7. künstlich – versiegelte Flächen; vgl. hierzu etwa Peper/Rohner/Winkelbrandt 1985, S. 397 ff.). Inputobjekte sind Meteoriten und Materiestrahlung aus dem Kosmos, die auf die Erdoberfläche gelangen, Outputobjekte sind aus der Exosphäre in den Kosmos dissipierte Gase und Materieverluste durch die Raumfahrt. Die Verwendung des Kapitalbegriffes in der Diskussion über eine dauerhafte Erhaltung der Funktionsfähigkeit der natürlichen Umwelt für den Menschen („ökologische Nachhaltigkeit“) hängt auch damit zusammen, dass das Nachhaltigkeitskonzept zunächst von den Vertretern der Volkswirtschaftslehre häufig mittels eines Kapitalansatzes modelliert wurde (zum diesbezüglichen Ansatz der „weichen Nachhaltigkeit“ siehe weiter unten in diesem Kapitel). Einen Überblick hierzu gibt Hanley 2000, S. 1 ff.

47 nachfolgende Generationen dauerhaft bewahrt oder verbessert wird, so kann - im Sinne eines ersten Definitionsversuchs - von ökologischer Nachhaltigkeit in Wirtschaft und Gesellschaft gesprochen werden. Mit der dauerhaften Erhaltung der Funktionsfähigkeit der natürlichen Umwelt tritt zur stofflich-energetischen Betrachtung von Öko- und Technosphäre eine normative Dimension hinzu. Hinter den Zielen der Erhaltung und Förderung der Vielfalt in der Natur mit all ihren Lebewesen und der erforderlichen bio- und geochemischen Prozesse und Kreisläufe stehen zutiefst menschliche Werte und Interessen sowie (Ur-)Ängste des Menschen in Bezug auf die eigene Existenz. 234 Das Bevölkerungswachstum, die Holzverarbeitung, die Salzgewinnung, der Erzbergbau und vor allem die mit Holzkohle betriebenen Öfen der Schmelzhütten führten gegen Ende des Mittelalters zu einem akuten Holznotstand. Die Umgebung der Städte war durch großflächige Waldrodungen über Jahrhunderte weitgehend kahl geschlagen. Dazu kamen Waldschäden, die im Zuge des dreißigjährigen Krieges (1618-1648) entstanden sind. Vor diesem Hintergrund entstand die Forstwirtschaft als zielbewusste Aktivität zur Bewirtschaftung des Waldes. Im Jahr 1713 wurde im Werk „Sylvicultura Oeconomica – die naturmäßige Anweisung zur wilden Baumzucht“ 235 der Begriff „Nachhaltigkeit“ erstmals schriftlich in seiner heutigen Bedeutung erwähnt. In diesem forstwissenschaftlichen Grundlagenwerk fordert der sächsische Oberberghauptmann Hans Carl von Carlowitz planmäßige Aufforstungen und einen pfleglichen Umgang mit dem Wald sowie die Suche nach „Surrogata“, also Ersatzstoffe für das Holz. In den folgenden Jahrzehnten wurden Gesetze und Verordnungen erlassen, die die langfristige Produktionsfähigkeit des Waldes herstellen und aufrechterhalten sollten, womit sich gegen Ende des 18. Jahrhundert das ”Nachhaltigkeitsprinzip” innerhalb der Forstwirtschaft durchgesetzt hat. Im 19. Jahrhunderts wurde das Konzept um die zu schützenden ökologischen und ästhetischen Funktionen des Waldes erweitert. Im gleichen Zeitraum taucht in der englischsprachigen Literatur der Begriff des „sustained yield“, also des nachhaltigen Ertrages auf, was als Beginn der ökonomischen Interpretation von Nachhaltigkeit gedeutet werden kann. 236 Mit dem im Jahr 1972 veröffentlichten Club of Rome Bericht „The Limits to Growth“237 erfuhr die Nachhaltigkeitsdiskussion einen neuen Aufschwung. Fünfzehn Jahre später wurde 234

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237

Pointiert formuliert: Die Forderung nach einer ökologischen Nachhaltigkeit im Sinne der dauerhaften Erhaltung der Funktionsfähigkeit der natürlichen Umwelt zum Zwecke des „ewigen Lebens“ des Menschen als biologische Art und Naturelement wäre geradezu unnatürlich. Vgl. Carlowitz 2000 [1713]). Vgl. hierzu und zu einer tiefer gehenden historischen Analyse des Nachhaltigkeitsbegriffes Nutzinger/Radke 1995a, S. 13 ff. Vgl. Meadows 1972.

48 bei der Formulierung des „Sustainable development“-Begriffes238 im Brundtland 239-Report 240 die soziale Komponente und die Fragen der intergenerativen Verteilungsgerechtigkeit in den Mittelpunkt gestellt. Seit dem 1992 in Rio de Janeiro stattfindenden Weltgipfel der Vereinten Nationen für Umwelt und Entwicklung (UNCED 241) 242 hat das neue Paradigma „Nachhaltige Entwicklung“ zunehmend an Akzeptanz in Wissenschaft, Politik, Wirtschaft und Öffentlichkeit gewonnen. 243 Verschiedentlich wird das Leitbild der nachhaltigen Entwicklung als regulative Idee 244 im Sinne Immanuel Kant (1724 - 1804) bezeichnet.245 Aufgrund der Offenheit ist dieses Leitbild im Rahmen eines „Meta-Diskurses“ selbst Gegenstand des gesellschaftlichen Diskurses, d.h. es soll durch gesellschaftliche Lern-, Such- und Gestaltungsprozesse geschaffen werden. Vorläufige Ergebnisse 246 können als Einigung auf so genannte „Leitplanken“ verstanden werden, deren Nichteinhaltung zu Entwicklungen führt, die als nicht-nachhaltig betrachtet werden. 247 Zugleich darf eine so verstandene regulative Idee nicht zur Beliebigkeit führen, sondern muss verbindlich genug sein, um Orientierung zu bieten. Hierzu können anspruchs238

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Sustainable development is a „ […] development that meets the need of the present without compromising the ability of future generations to meet their own needs“ (World Commission on Environment and Development 1987, S. 43). Gro Harlem Brundtland (geb. 20. April 1939) hatte den Vorsitz der World Commission on Environment and Development („Brundtland-Kommission“) der Vereinigten Nationen inne. 1986-1989 und 1990-1996 war Brundtland norwegische Umweltministerin. 1998-2003 war sie Generaldirektorin der Weltgesundheitsorganisation und lehrt seit 2004 an der Harvard-Universität. Als Kristallisationspunkt in der Diskussion zur Nachhaltigkeit bzw. zur nachhaltigen Entwicklung fungiert bis heute der nach der Vorsitzenden der „World Commission on Environment and Development (WCDE)“ benannte, 1987 vorgelegte Abschlussbericht „Our common future“. Aufgabe dieser von den Vereinten Nationen eingesetzten Kommission war es, gesellschaftliche Ziele und Strategien zu formulieren, mit denen sich die immer deutlicher abzeichnenden globalen ökologischen und entwicklungspolitischen Probleme bewältigen lassen (vgl. ausführlich World Commission on Environment and Development 1987). UNCED = United Nations Conference on Environment and Development. Auf der Konferenz der Vereinten Nationen für Umwelt und Entwicklung im Jahre 1992 haben 178 Staaten auf den dringenden Handlungsbedarf zur Rettung der Erde hingewiesen und grundlegende Vereinbarungen zur Förderung einer nachhaltigen und umweltgerechten Entwicklung in ökologischer, ökonomischer und sozialer Ausgewogenheit getroffen. Kerndokument dieser Vereinbarungen ist die Rio-Agenda 21, das Aktionsprogramm für den Übergang in das 21. Jahrhundert. Historisch kann das Paradigma der nachhaltigen Entwicklung als „Kind“ der Aufklärung verstanden werden, da es - wie diese europäische geistesgeschichtliche Epoche - auf dem Grundgedanken des natürlichen Rechts des Menschen, dessen (weiter) zu entwickelnde Vernunft und einem gewissen Fortschrittsoptimismus beruht. Eine regulative Idee ist „[…] nur ein heuristischer und nicht ostensiver Begriff und zeigt an, nicht wie ein Gegenstand beschaffen ist, sondern wie wir unter Leitung desselben die Beschaffenheit und Verknüpfung der Gegenstände der Erfahrung überhaupt suchen sollen“ (Kant 1787, S. 443). Vgl. etwa Homann 1996, S. 33 ff., Minsch et al. 1998, S. 18, Graf 2002, S. 104 ff., Steimle 2008 S. 44 ff. „Nachhaltige Entwicklung“ wird von der Enquête-Kommission „ähnlich wie die positiven und offenen Begriffe Freiheit oder Gerechtigkeit als ‚regulative Idee’ [verstanden], für die es nur vorläufige und hypothetische Zwischenbestimmungen geben kann“ (Enquête-Kommission 1998, S. 31). Für eine solches Verständnis einer nachhaltigen Entwicklung spricht ferner, dass die Voraussetzungen und Ausgangspositionen in den verschiedenen Gesellschaften und Ländern dieser Erde zu unterschiedlich sind, als dass allgemein verbindliche Ziele (einseitig) festgelegt werden können (vgl. Enquête-Kommission 1998, S. 28).

49 volle Referenzpositionen herangezogen werden, denen die im Rahmen des gesellschaftlichen Diskurses festzulegenden Ziele genügen müssen.248 Beispiele für solche Referenzpositionen sind die von der Enquête-Kommission für alle drei Dimensionen der Nachhaltigkeit – die ökologische, die soziale und die ökonomische Dimension – formulierten Managementregeln.249 Das Nachhaltigkeitskonzept weist mit seinem Postulat der Verantwortung innerhalb der lebenden Generationen (intragenerative Verantwortung) und zwischen einander folgenden Generationen (intergenerative Verantwortung) starke Bezüge zur Kantianischen (unbedingt gültigen) Pflichtenethik250 auf. Das bedeutet, dass der Einzelne die natürlichen Ressourcen nur so nutzen darf, dass die Maxime seines Handelns zum „allgemeinen Gesetz“ erhoben werden kann, und zwar sowohl intragenerativ wie auch intergenerativ.251 Die damit verbundene Schonung natürlicher Ressourcen ist „[…] die elementarste Form sittlichen Verhaltens“ 252 und hängt engst mit Knappheit253 zusammen, denn Knappheit „[…] lässt uns erst die Kostbarkeit des Wirklichen zu Bewußtsein kommen […]. Unsittlichkeit lässt sich beschreiben als die Haltung dessen, dem nichts kostbar ist“ 254. Es finden sich im Nachhaltigkeitskonzept weiters starke Elemente der Rawlschen Gerechtigkeitsethik 255, wie beispielsweise in Form des Postulates, bei gravierenden sozialen Ungleichheiten etwa zwischen den reichen und industrialisierten Staaten und Staaten der Dritten Welt vorrangig solche Lösungen anzustreben, aus denen zunächst die am wenigsten Begünstigten die größeren Vorteile ziehen können. Der Nachhaltigkeits-Ansatz ist ein moderat anthropozentrischer256, normativer, gesamtgesellschaftlich angelegter Ansatz, der den Zugriff heutiger und zukünftiger Generationen auf natürliche Ressourcen unter soziokulturellen und ökonomischen Bedingungen analysiert und dabei auftretende Spannungen auszugleichen sucht. Mit dieser Perspektive wird sichtbar gemacht, dass die Beantwortung der ökologischen Frage einerseits eine unabdingbare Voraus248 249

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Vgl. Minsch et al. 1998, S. 19. Vgl. Enquête-Kommission 1998, S. 46; S. 48 u. S. 51f. Zu den Managementregeln der ökologischen Nachhaltigkeit siehe die Ausführungen gegen Ende dieses Kapitels. Diese Pflichtenethik drückt sich in dem von Immanuel Kant stammenden Begriff des Kategorischen Imperativs aus: „Handle nur nach derjenigen Maxime, durch die du zugleich wollen kannst, dass sie ein allgemeines Gesetz werde“ (Kant 1995 [1785], S. 215). Vgl. hierzu Bausch 1994, S. 20. Vgl. in diesem Zusammenhang den Diskurs zur Verteilungsgerechtigkeit im ökologischen Kontext von Gethmann/Kloepfer/Reinert 1995. Spaemann 1989, S. 224. Zur Thematik der ökologischen und der ökonomischen Knappheit siehe Kapitel 2.4.1. Spaemann 1989, S. 224. Vgl. Rawls 1971, S. 68 sowie ausführlich Rawls 1979. Zur Erörtung hierzu bei Gaertner 1994, S. 35 ff. Die Anthropozentrik des Nachhaltigkeitskonzeptes ergibt sich speziell daraus, dass das Überleben zukünftiger Menschengenerationen zum Gegenstand des Ansatzes gemacht wird (vgl. ausführlich hierzu auch Renn 1995, S. 5 ff.) und ist zudem kantianisch, indem es „die Menschen […] jederzeit zugleich als Zweck, niemals bloß als Mittel“ ansieht (Kant 1995 [1785], S. 226, erörtert von Bausch 1994, S. 30).

50 setzung für die Gesamtentwicklung der menschlichen Gesellschaft ist, andererseits bei der Beachtung ökologischer Erfordernisse und Zielsetzungen stets auch die sozialen und (real)ökonomischen Bedingungen ihrer Verfolgung und Erreichbarkeit zu bedenken sind. In Hinblick auf die sozialen und ökonomischen Aspekte der Nachhaltigkeitsdiskussion geht es nicht um quantitative Zielsetzungen, sondern um qualitative Zielvorstellungen, die auf die Erhaltung der Stabilität sozialer und ökonomischer Entwicklungsprozesses sowie die Aufrechterhaltung ihrer dynamischen Funktionen ausgerichtet sind.257 Die Erweiterung der ökologischen Perspektive um die ökonomische und die soziale Dimension hat den Vorzug, (scheinbar) konfliktäre Interessen begrifflich miteinander zu versöhnen, was sich auch in der verhältnismäßig starken Rezeption des Leitbildes einer (umfassenden) nachhaltigen Entwicklung widerspiegelt. Zugleich aber besteht die Gefahr, dass durch das Fehlen verbindlicher Konkretisierungen und Handlungsvorgaben, Nachhaltigkeit in ihrer Umsetzung in Politik und Wirtschaft zur Worthülse oder „Leerformel“258 bzw. zum beliebig zu füllenden „Wunschzettel“259 verkommt. Kritiker sprechen auch vom „motherhood and apple-pie concept“260. Bei aller Übereinstimmung in der Problemanalyse einer ökologisch inkompatiblen Wirtschaftsweise 261 und über die Wichtigkeit und Dringlichkeit der Einleitung einer nachhaltigen Entwicklung, bestehen heute nach wie vor - unten erläuterte - Auffassungsunterschiede über die Art des Zuganges und einer entscheidungs- und handlungsrelevanten Konkretisierung und Operationalisierung des Nachhaltigkeitskonzeptes.262 So tritt etwa Strebel für eine Rückbesinnung auf die biologisch-ökologischen Wurzeln des Nachhaltigkeitskonzeptes ein263, damit sie für jede Stoffart operational ausgedrückt werden kann.264 Ökonomische und soziale Maßstäbe könnten zwar in einer nachhaltigen Wirtschaft Berücksichtigung finden, wären aber den ökologischen Maßstäben der Erschöpflichkeit des Physischen letztlich unterzuordnen.

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Vgl. Enquête-Kommission 1998, S. 33. Kastenholz/Erdmann/Wolff 1996, S. 1. Brand/Jochum 2000, S. 75. Pittel 2004, S. 537. Würden bereits heute alle lebenden Menschen die gleichen Zugriffsrechte auf das Naturvermögen für sich beanspruchen, die von den Einwohnern der Industrieländer in Anspruch genommen werden, so würde ein Mehrfaches des auf diesem Planeten Verfügbaren erforderlich sein. Vgl. BUND/ Misereor 1996. Vgl. etwa Renn/Kastenholz 1996, S. 88 oder Schmid 1999, S. 280 ff. Strebel plädiert für das Konzept einer nur ökologisch ausgerichteten Nachhaltigkeit, in die nicht auch noch andere Aspekte eingebracht werden, weil „dieser Ausdruck dadurch inoperabel werden kann und damit nicht mehr als begriffliches Instrument wissenschaftlicher Argumentation taugt“ (Strebel 2005, S. 37). Dies bedeutet beim Gebrauch ökologisch knapper Ressourcen die Angabe der nachhaltigkeitskonformen Entnahmemengen und beim Entlassen von Rückständen in die natürliche Umwelt die Angabe von nachhaltigkeitskonformen Mengen (vgl. Strebel 2005, S. 37).

51 Für das Verständnis und den Vergleich der verschiedenen wissenschaftlichen Zugänge zur Nachhaltigkeit spielt der oben angesprochene Kapitalbegriff eine zentrale Rolle. So geht die Frage darüber, wie sich dieses Kapital, auf dem die Lebensqualität heutiger und kommender Generationen beruht, zusammensetzt und wie es einzusetzen ist, weit auseinander. Damit engst verbunden ist die Frage welches Kapital als schützenswert angesehen wird und wie stark der erforderliche Schutz sein soll. Zunächst wird oft zwischen natürlichem Kapital bzw. natürlichem Kapitalstock und anthropogenem Sachkapital unterschieden. Der natürliche Kapitalstock umfasst alle zur natürlichen Umwelt gehörenden quantitativen Ressourcen265, aber auch qualitative Komponenten wie etwa Luft- und Wasserqualität sowie landschaftliche Schönheit. Das anthropogene Sachkapital umfasst alle vom Menschen produzierten, d.h. der Technosphäre zuordenbaren materiellen Sachgüter sowie die vom Menschen geschaffenen immateriellen Sachgüter wie Patente oder technologisches Know-how. Darüber hinaus werden zum Teil weitere Kapitalformen unterschieden wie etwa Humankapital (Wissen, Kreativität, Intelligenz, organisationale Kompetenz), Sozialkapital (Beziehungen, Moral, Vertrauen, soziale Kompetenz) und kulturell-symbolisches Kapital (Reputation, Bildungstitel). In der aktuellen Diskussion bestehen unterschiedliche Auffassungen darüber, ob die verschiedenen Kapitalbestandteile jeweils für sich getrennt in ihrer Höhe bewahrt werden müssen oder ob eine Substitution zwischen verschiedenen Vermögensformen zulässig ist, insbesondere ob der natürliche Kapitalstock durch anthropogenes Sachkapital substituiert werden darf266, solange das Gesamtvermögen in seiner Höhe nicht gemindert wird. Obwohl die Autoren der verschiedenen Denkschulen (neoklassische Umweltökonomen, ökologische Ökonomen, Ökologen) zurzeit noch weit voneinander entfernt sind, scheint eine substanzielle Annäherung oder Verschmelzung möglich zu sein. 267 Im Hinblick auf die Substituierbarkeit einzelner Kapitalgüter existiert eine große Bandbreite der Vorstellungen von Nachhaltigkeit.268 Zur Erlangung des – für diese Arbeit – erforderlichen Verständnisses zum Themenkomplex und für die Schlussfolgerungen daraus werden drei Nachhaltigkeitsarten unterschieden. Und zwar das (a) umweltökonomische Konzept der „Schwachen Nachhaltigkeit“ („weak sustainability“), das (b) Konzept der „Starken Nach-

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Zur Bedeutung der natürlichen Umwelt als Ressourcenlieferant siehe Kapitel 2.2. Vgl. Nutzinger 1995, S. 207 ff. Ausführlich zu dieser Diskussion Costanza et al. 2001. So unterscheidet etwa Diefenbacher fünf Formen der Nachhaltigkeit (1. sehr schwache Nachhaltigkeit, 2. schwache ökologische Nachhaltigkeit, 3. starke ökologische Nachhaltigkeit, 4. kritische ökologische Nachhaltigkeit und 5. strikte Nachhaltigkeit). Vgl. hierzu ausführlich Diefenbacher 2001, S. 70 ff.

52 haltigkeit“ („strong sustainability“) der ökologischen Ökonomie269 und das (c) Konzept der „Kritischen ökologischen Nachhaltigkeit“. Die beiden erstgenannten Konzepte markieren die Pole der Bandbreite in der Nachhaltigkeitsdiskussion. Das letzte Konzept stellt schließlich eine Verbindung der wesentlichen Elemente der vorgenannten Konzepte dar, indem das jeweilige Umweltkapitel („Umweltraum“) getrennt nach erneuerbaren und nicht erneuerbaren Ressourcen sowie bezüglich der Aufnahmekapazität für Schadstoffe differenziert betrachtet werden. ad (a) Schwache Nachhaltigkeit: Das Konzept der schwachen Nachhaltigkeit geht zurück auf die Reaktion neoklassischer Ökonomen auf den ersten Club of Rome Bericht von Meadows et al. 270 Den seinerzeitigen Modellrechnungen wurden von ökonomischer Seite verfeinerte Modelle gegenübergestellt. Als Hauptvertreter gelten Solow 271 und Hartwick 272 die in ihren Modellen 273 die ökonomischen und ökologischen Systeme als voneinander klar trennbare Einheiten betrachten. Natürliches Kapital und menschlich geschaffenes Kapital stehen ausdrücklich in einem substitutionalen Verhältnis zueinander.274 Für den Fall einer CobbDouglas Produktionsfunktion 275 leitete Hartwick 276 die nach ihm benannte Investitionsregel für einen konstanten Pro-Kopf-Konsum ab. Hierzu ist es erforderlich, die gesamten „durch die Nutzung erschöpflicher natürlicher Ressourcen erzielten Renten in reproduzierbare Kapitalgüter“ 277 zu reinvestieren. Solow schließlich zeigte, dass die Hartwick-Regel einer Konstanz des Kapitalstocks entspricht, was wiederum die Bedingung für den schwachnachhaltigen Konsumpfad278 darstellt. Mit anderen Worten: Die schwache Nachhaltigkeit erfordert den Wert des gesamten aggregierten Bestandes an natürlichem und produziertem Kapital zumindestens konstant zu halten. Wenn auch das Konzept seiner Entwicklung nach der neoklassischen Umweltökonomie zuzuordnen ist, so muss zwischen der intertemporären Nutzenmaximierung, also den

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Einen Überblick zur Diskussion „Schwache Nachhaltigkeit versus Starke Nachhaltigkeit“ gibt Neumayer 1999. Vgl. Meadows et al. 1972. Vgl. Solow 1974. Vgl. Hartwick 1977 und Hartwick/Olewiler 1998, S. 35 f. Einen Überblick zum Beitrag von Solow und Hartwick an der Entwicklung des Konzepts der schwachen Nachhaltigkeit gibt Walz 1999. Vgl. Pearce et al. 1993, Solow 1993 und Cabeza 1996. Die Substitutionselastizität ist „1“. Vgl. Hartwick 1977. Nutzinger/Radke 1995a, S. 32. Konsum wird – im Sinne eines übertragenen Hicks’schen Einkommensbegriffs – als Verzinsung des Kapitalstocks interpretiert. Nach Hicks (vgl. Hicks 1946) zählt nur das zum Einkommen, was in einer Zeitperiode konsumiert werden kann, ohne dass eine Verschlechterung des Vermögen eintritt. Der ursprünglich auf ein Individuum ausgerichtete und eng gefasste Hicks’sche Einkommensbegriff muss bei Anwendung auf die Gesellschaft erweitert werden, d.h. aus heterogen Bestandteilen bestehen. Vgl. Solow 1986, S. 146 ff.

53 Gesichtspunkten der effizienten Allokation und dem Konzept der schwachen Nachhaltigkeit, welche sich auch mit der gerechten intergenerativen Verteilung beschäftigt, unterschieden werden. Das Konzept der schwachen Nachhaltigkeit ist unter der Voraussetzung anwendbar, dass Ressourcen reichlich vorhanden sind, alle Komponenten der Nutzenfunktion Substitute sind und produziertes Kapital immer produktiver ist als natürliche Ressourcen bzw. der technische Fortschritt den Ressourcenzwang überwinden kann.279 Gegenüber der neoklassischen Behandlung der Ressourcenproblematik kommt es insofern zu einer inhaltlichen Erweiterung, als die Hartwick-Regel nicht nur auf nicht-regenerierbare Ressourcen280 und regenerierbare Ressourcen281 angewendet, sondern auch auf alle anderen Bereiche des natürlichen Kapitals ausgedehnt wird: Zusätzlich werden der direkte Konsumcharakter der natürlichen Umwelt sowie ihre Aufnahme- und die Regelungsfunktionen in die Betrachtung einbezogen. 282 Dies führt dazu, dass Kapital ohne jegliche Berücksichtigung seiner Funktion, d.h. auch natürliche Lebenserhaltungsfunktionen, gegen jedes beliebige andere Kapital substituierbar ist, sofern es genauso hoch bewertet wird. Das Konzept der schwachen Nachhaltigkeit wird häufig von traditionellen Ökonomen vertreten, die in Bezug auf das Anpassungsvermögen der natürlichen Umwelt und den technischen Fortschritt sowie hinsichtlich der menschlichen Fähigkeiten zur Anpassung an die Umwelt (Wissen, Problemlösung etc.) eine optimistische Grundhaltung einnehmen.283 Gerade der - vielfach nicht ausdrücklich formulierte - Optimismus und der allgemeine Fortschrittsglaube gepaart mit der Annahme der völligen Substituierbarkeit des natürlichen Kapitalstocks durch anthropogenes Sachkapital sind die hauptsächlichen Kritikpunkte am Konzept der schwachen Nachhaltigkeit. Eine vielschichtige Kritik an dem Konzept der schwachen Nachhaltigkeit wird vor allem von Vertretern der ökologischen Ökonomie geübt:284 Die bei der kontinuierlichen Substitution von natürlichen Ressourcen durch produziertes Kapital auftretenden Grenzen der Kapitalakkumulation werden nicht im Modell abgebildet.285 Die Hartwick-Regel beinhaltet lediglich Aussagen über das Konsumniveau, jedoch nicht über den Nutzen, der durch

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Ausführlich zu dieser Diskussion Neumayer 1999. Vgl. Hartwick 1978a. Vgl. Hartwick 1978b. Vgl. Walz 1999, S. 4. Vgl. Hornbogen 1998, S. 6. Vgl. ausführlich Keil 1999. Es ist evident, dass zumindest für materielle Kapitalgüter der verfügbare Platz auf der Erde begrenzt ist. Da aufgrund der Substitutionselastizität zwischen Kapital und Ressourcen im Konzept der schwachen Nachhaltigkeit keine Grenzen für Produktion und Wirtschaftswachstum gezogen werden, sprechen Nutzinger/Radke und Minsch von „Quasi-Nachhaltigkeit“ (vgl. Nutzinger/Radke 1995b, S. 248 ff. und Minsch et al. 1996, S. 22 ff.).

54 (Umwelt-)Güter auf direkte Weise entsteht und nicht auf Märkten gehandelt wird.286 Soll dieser Nutzen in das Konzept einbezogen werden, so ist eine monetäre Bewertung erforderlich, womit die Grenzen der monetären Bewertung auch zu Grenzen des Konzepts der schwachen Nachhaltigkeit werden: Marktpreise werden verfälscht, weil nicht alle Funktionen der Güter auf den Märkten bewertet werden und die Veränderungen von bewerteten Kapitalbeständen nicht zu adäquaten Preisänderungen führt. Hinzu kommt, dass die Verwendung einer fixen positiven Diskontrate bei der Bewertung problematisch ist, da hierdurch der angelegte Zeithorizont nicht unendlich ist.287 Weiters finden das Bevölkerungswachstum soweit es nicht über den Kapitalstand ausdrückt wird, im Modell keine Berücksichtigung. 288 Für ein Zwischenfazit stellt sich nun die Frage, ob bzw. inwieweit die Ziele einer ökologisch nachhaltigen Wirtschaft und Gesellschaft mittels Strategien der schwachen Nachhaltigkeit erreicht werden können und – in diesem Zusammenhang – die Ableitung schwach-nachhaltiger Indikatoren zur Feststellung der Zielerreichung und allfälliger Steuerungsmaßnahmen zweckmäßig ist. Beim aktuellen Stand der Diskussion muss diese Frage zumindest im Hinblick auf die alleinige Verwendung schwach-nachhaltiger Indikatoren als Entscheidungshilfe verneint werden. Zu stark sind die Vereinfachungen im Konzept der schwachen Nachhaltigkeit, zu hoch sind Unwissenheit und Unsicherheit bei der monetären Bewertung der Funktionen der natürlichen Umwelt289 und der Ableitung schwach-nachhaltiger Indikatoren und somit das Risiko eklatanter Fehlsteuerungen in Wirtschaft und Gesellschaft. Nicht nur für Erklärungen zur physischen Existenz der natürlichen Umwelt, sondern auch für deren Gestaltung und dauerhafte Erhaltung kann auf physische Bestimmungsgrößen letztlich nicht verzichtet werden. So gibt es kein Produkt, dass nicht während seiner Produktionsphase in irgendeiner Art und Weise auf natürliche Vor- oder Nachleistungen angewiesen ist, die ersetzbar wären. Beispielsweise sind Wasser, Luft und/oder Boden unverzichtbare Elemente eines jeden Produktionssystems und folglich jede Produktion von einer Leistung des natürlichen Kapitals abhängig, die nur in dieser Form erbracht oder weitergegeben werden kann. 290 Diese Erkenntnis führt uns unmittelbar zum „gegenüberliegenden“ Spektrum der Vorstellungen von Nachhaltigkeit.

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Es gibt keinen Nutzen von Wesen oder Substanzen, der in einem absoluten Geldwert ausgedrückt werden kann, also auch nicht für die natürliche Umwelt als Ganzes. Vielmehr ist die monetäre Bewertung immer nur eine marginale Bewertung. Zu den Grenzen der monetären Bewertung siehe auch Kapitel 2.4.4.2.1. Ausführlich Hampicke 1991, S. 127 ff. Ausführlich zur Kritik am Konzept der schwachen Nachhaltigkeit Hampicke 1992, Neumayer 1999 und Keil 1999. Siehe dazu auch Kapitel 2.4.4.2.1. Vgl. Renn 1996, S. 98.

55 ad (b) Starke Nachhaltigkeit: Das Konzept der starken Nachhaltigkeit geht auf das physische Konzept einer Gleichgewichtsökonomie („steady-state economy“291) nach Daly zurück und steht damit dem Wertkonzept „Schwache Nachhaltigkeit“ diametral gegenüber. Die Entwicklung dieses Konzepts ist eng mit der Entwicklung der „Ökologischen Ökonomie“ als „The Science and Management of Sustainability“292 verknüpft. Dessen Ausformung wurden vor allem von Pearce/Turner 293 und der „Londoner Schule“ 294 geprägt. 295 Demnach ist der natürliche Kapitalstock über die Zeit hinweg konstant zu halten:296 Nachhaltigkeit setzt „die Bewahrung des Naturvermögens [voraus], da für dieses keine funktionsäquivalenten anthropogenen Substitute existieren“297, wobei der Ausgangspunkt des konstanten Naturstocks der (willkürlich gewählte) Status quo ist. Diese Forderung basiert auf der Annahme, dass große Unsicherheit über die Zusammenhänge in und zwischen ökologischen Systemen herrscht und somit Handlungen zu irreversiblen Folgen führen können, wodurch natürliches Kapital im Unterschied zum „man-made“-Kapital unwiederbringlich verloren ginge. Während beim Konzept der schwachen Nachhaltigkeit – in Kosten ausgedrückte – Umweltbelastungen als Indikatoren für entstandene Wohlfahrtsverluste gelten, werden beim Konzept der starken Nachhaltigkeit Umweltbelastung und deren Grenzen in physischen Größen gemessen. Eine strikte Anwendung des Prinzips der „strong sustainability“ würde bedeuten, dass jede einzelne Komponente des Naturkapitals zumindest konstant gehalten werden muss. Dies würde dazu führen, dass man etwa auf den Einsatz nicht regenerierbarer Ressourcen gänzlich verzichten müsste.298 In diesem Sinne diskutierte Forderungen der starken Nachhaltigkeit sind: 299 - Der Wert des gesamten Kapitals als auch des natürlichen Kapitals muss konstant gehalten werden. 291

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In dieser „steady-state economy“ wird von einer konstanten Zahl der Bevölkerung ausgegangen und einem konstanten Stock von produzierten Gütern, welche eine ausreichende Lebensqualität garantieren. Ausführlich hierzu Daly 1977. Vgl. auch Hedinger 1997, S. 26. Hierzu umfassend Costanza 1991. Ausführlich Pearce/Turner 1990. Vgl. etwa Mac-Neill 1990 und Pearce 1993. Zur „Londoner Schule“ ausführlich Hoffmann/Radke 2000. Eine Zusammenstellung der Autoren und Veröffentlichungen aus verschiedenen Fachbereichen, die zur Entwicklung des Konzepts der starken Nachhaltigkeit genannt werden können, gibt Rennings 1994, S. 31 ff. “[…] the resource stock should be held constant over time.” (Pearce/Turner 1990, S. 44). Pearce und Turner verwenden eine Analogie des Begriffes Umwelt und Kapital, der auf der Definition des Kapitalbegriffes von Fisher 1965 [1906] basiert. Endres/Radke 1998a, S. 296. Die „Ökologische Ökonomie“ (auch: „Ökologische Ökonomik“) hat in ihrer Anfangszeit aufgrund der aufgestellten Extremforderungen und der nicht belegbaren pessimistischen Aussagen über die zukünftige Entwicklung sowie einiger Beiträge mit zweifelhaften wissenschaftlichem Niveau wenig Anerkennung in den Wirtschaftswissenschaften (insbesondere bei den Umweltökonomen) gefunden. Inzwischen nähern sich die Grundannahmen und die Ergebnisse der unterschiedlichen Denkschulen einander immer mehr an. Ausführlich hierzu Hampicke 1992, S. 303 ff. und Ramos-Martin 2003, S. 387 ff. Vgl. Neumayer 1999, S. 27.

56 - Die physischen Bestände des nicht-substituierbaren natürlichen Kapitals (= kritisches natürliches Kapital) müssen erhalten bleiben. Bei der Nutzung natürlichen Kapitals darf ihre Regenerations-, Assimilations- oder Regelungskapazität nicht überschritten werden, sodass die Funktionen der natürlichen Umwelt intakt bleiben. Einzelne Bestände des kritischen natürlichen Kapitals sind weder untereinander noch durch andere Kapitalformen substituierbar.300 - Darüber hinaus besitzt die natürliche Umwelt in ihrer Vielfalt und Komplexität nicht nur einen Nutzenwert für den Menschen, sondern auch einen Eigenwert, den es zu schützen gilt. 301 Der spezielle Aspekt der ökologischen Ökonomie, das Einflechten ökologischer Aspekte, zeigt sich in der Berücksichtigung physischer Nutzungsgrenzen von natürlichen Ressourcen. Charakteristikum des Konzepts der starken Nachhaltigkeit ist, dass als kritisches natürliches Kapital identifizierte Kapital nicht substituiert werden darf. Damit ist – im Unterschied zur schwachen Nachhaltigkeit – dieser Ansatz für natürliche Kapazitäten und Bereiche verwendbar, deren Nutzung mit Belastungen, Schäden, Risiken und Irreversibilitäten sowie Unwissenheit oder Unsicherheit verbunden ist und hierbei die Festlegung entsprechender Nutzungsgrenzen geboten erscheint. Zum kritischen natürlichen Kapital gehören Komponenten wie Ökosysteme, Biodiversität, nutzbarer Boden, Wasser, regenerative und nicht-regenerative (Energie-)Rohstoffe und Assimilationskapazitäten302. Neben den ökologisch motivierten Argumenten berufen sich die Vertreter der starken Nachhaltigkeit auch auf das Erfordernis, die intergenerative Gerechtigkeit umzusetzen. Ein Kritikpunkt an dem Konzept der starken Nachhaltigkeit ist, dass die aktuelle Situation des Bestandes an kritischem natürlichen Kapital als „Referenzzustand“ festgelegt wird. Darüber hinaus ist es aufgrund der Nichtsubstituierbarkeit des kritischen natürlichen Kapitals von vorne herein ausgeschlossen, dass dessen Funktion in Zukunft durch produziertes Kapital als Ergebnis des technischen Fortschritts in irgendeiner Form substituiert werden könnte. Dennoch wird bis zu einem gewissen Grad eine Entkoppelung von Ökologie und Ökonomie durch technischen Fortschritt zugestanden, wobei man dem technischen Fortschritt eher pessimistisch gegenübersteht. Für die Kritiker stellt die Forderung nach Konstanz des

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Die Substituierbarkeit von erneuerbaren und erschöpfbaren Ressourcen wird im Schrifttum der „Starken Nachhaltigkeit“ nicht eindeutig behandelt. In Abhängigkeit davon, was als natürlicher Kapitalstock betrachtet wird, werden verschiedene Standpunkte vertreten: Wird vom Erhalt des natürlichen Kapitalstocks als Ganzes ausgegangen, so kann eine Substitution zwischen erneuerbaren und erschöpfbaren Ressourcen möglich sein. Wird hingegen der Erhalt der einzelnen Elemente des natürlichen Kapitalstocks postuliert, so muss von der Nicht-Substitutierbarkeit der erneuerbarer und der erschöpfbarer Ressourcen ausgegangen werden. Vgl. Reiche/Fülgraff 1987, S. 236 ff. Die unterschiedliche Messung der Assimilationskapazitäten wird durch die Referenzgrößen der jeweiligen Wirkungskategorie abgebildet. Zur Diskussion über die Wirkungskategorien siehe Kapitel 2.4.4.2.4.4.

57 kritischen natürlichen Kapitals eine Realitätsverleugung dar, zumal die evolutorischen Prozesse in der natürlichen Umwelt weiter voranschreiten. ad (c) Kritische ökologische Nachhaltigkeit: Zwischen den beiden Polen der schwachen und der starken Nachhaltigkeit ist das Konzept der „Kritischen ökologischen Nachhaltigkeit“ angelegt. Ein wichtiger Kritikpunkt am Konzept der „Schwachen Nachhaltigkeit“ ist die unbegrenzte Substituierbarkeit von natürlichem und produziertem Kapital. Nach den Vertretern der „Kritischen Nachhaltigkeit“ ist diese analytisch nicht ableitbar, sondern wird ledlich geltend gemacht. 303 Neben der Erhaltung des bewerteten Gesamtkapitals (natürliches und produziertes Kapital) wird für eine nachhaltige Entwicklung die Erhaltung eines physischen Mindestbestandes 304 von bestimmten, als relevant betrachtenden Vermögensbestandteilen 305 gefordert: Es ist zwar kurz- und mittelfristig eine Substitutierbarkeit zwischen natürlichem und produziertem Kapital und auch zwischen regenerativen und erschöpfbaren Ressourcen möglich, jedoch existieren ökologische Funktionen, die nicht von anderen Kapitalarten bzw. Vermögensbestandteilen übernommen werden können.306 Für ausgewählte (Energie-)Rohstoffe als erschöpfbare Ressourcen wären beispielsweise kritische Bestandsniveaus 307 und/oder zeitliche Reichweiten der Vorkommen festzulegen, die nicht unterschritten werden dürfen, um für die nächsten Generationen die Nutzung dieser (Energie-)Rohstoffe sicherzustellen. 308 Endres/Radke fassen die Prinzipien in einer zweistufigen Nachhaltigkeitsregel zusammen:309 (1.) Die kritischen Bestände sämtlicher als relevant zu erachtender gesellschaftlicher Vermögenskomponenten dürfen nie unterschritten werden und (2.) müssen sich stets die bewerteten Veränderungen sämtlicher als relevant zu erachtender gesellschaftlicher Vermögenskomponenten (zumindest) auf Null saldieren. Die erste Regel entspricht der Forderung nach Einhaltung des „kritischen natürlichen Kapitals (der „kritischen natürlichen Vermögenskomponenten“) gemäß dem Konzept der starken

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Vgl. Brandes/Recke/Berger 1997, S. 497. Zur langjährigen Diskussion über kritische Bestandsniveaus und Schwellenwerte des natürlichen Kapitalstocks siehe Constanza/Daly/Bartholomew 1991, S. 1 ff., Constanza/Daly 1992, S. 37 ff., Daly 1992, Pearce et al. 1996, S 16 ff., Randall/Farmer 1996, S. 26 ff., Farmer/Randall 1998, S. 287 ff. und Endres/Holm-Müller 1998, S. 15. Vgl. Endres/Radke 1998b, S. 30. Vgl. Radke 1996, S. 113. Vgl. Endres/Radke 1998a, S. 296 und Schubert 1998, S 391 f. Zurzeit verbraucht die Erdbevölkerung in einem Jahr eine Menge an fossilen Energieträgern, für deren Entstehung erdgeschichtlich rund 500.000 Jahre erforderlich sind (vgl. Umweltbundesamt Berlin 2000, S. A1-50, mit dem Verweis auf eine Studie des Bundesministeriums für Umwelt, Naturschutz und Reaktorsicherheit). Vgl. Endres/Radke 1998b, S. 30.

58 Nachhaltigkeit, wobei als „kritischer Bestand“ jener Bestand definiert wird, der zur Gewährleistung einer positiven gesellschaftlichen Wohlfahrt unabdingbar ist.310 Die Kapazitätsgrenzen des „kritischen natürlichen Kapitals“ werden in dieser Arbeit entnahmeseitig durch kritische Bestandsniveaus und/oder zeitliche Reichweiten der Vorkommen und eintragseitig durch die Assimilationskapazitäten311 repräsentiert. 312 Übersteigt die Inanspruchnahme des natürlichen Kapitals diese Kapazitätsgrenzen nicht, d.h. liegen die Beanspruchungen innerhalb der sogenannten „ökologischen Belastungsgrenzen“313, so ist ein Fließgleichgewicht im Sinne einer „kritischen ökologischen Nachhaltigkeit“ erreicht worden. Aus ökologischen Gründen spricht jedoch einiges dafür, […] nicht den Versuch zu unternehmen, den anthropogenen Umweltverbrauch immer knapp an den Belastungsgrenzen zu halten“. 314 Dies hängt vor allem mit ökologischen Unsicherheiten und ökologischen NichtWissen zusammen, die sich nicht einfach durch mehr Forschungsanstrengungen beseitigen lassen. 315 Vielmehr sind Innovationsprozesse durch ein angemessenen Umgang mit NichtWissen und Unsicherheiten zu begleiten.316 Zusammenfassend kann das Konzept der „kritischen ökologischen Nachhaltigkeit“ als Kompromiss zwischen der ökologisch „reinen“, aber praktisch nicht durchsetzbaren „starken Nachhaltigkeit“ und der ökonomisch praktikablen, aber ökologisch fragwürdigen „schwachen Nachhaltigkeit“ angesehen werden. 317 Dem Verständnis der gegenständlichen Arbeit wird daher das Konzept der „kritischen ökologischen Nachhaltigkeit“ in der oben spezifizierten Ausprägung zugrunde gelegt. Die „kritische ökologischen Nachhaltigkeit“ hat offenbar bei der Formulierung der folgend dargestellten Handlungsregeln der Nachhaltigkeit die konzeptionelle Grundlage gebildet. Für

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Vgl. Endres/Radke 1998b, S. 21. In diesem Sinne Hanley/Shogren/White: “The safe minimum standard rule is: prevent reductions in the natural capital stock below the safe minimum standard identified for each component of this stock unless the social opportunity costs of doing care so are ‘unacceptably’ large” (Hanley/Shogren/White 1997, S. 430). Der Begriff der Assimilationskapazität bezieht sich in dieser Arbeit nicht nur auf die belebten Elemente der natürlichen Umwelt (einschließlich des Menschen mit seiner biologisch-genetischen Ausstattung), sondern auf die gesamte natürliche Umwelt. Damit wird auf das (bio-)chemisch-physikalische Ausgleichsvermögen von Ökosystemen (Stabilität, Resilienz) ebenso Bezug genommen, wie auf die Integrationsleistung natürlicher Speicher und Kreisläufe der nicht belebten natürlichen Umwelt. Vgl. etwa Priewasser 2003, S. 52 ff. Zu Entnahmen und Einträgen als Hauptarten von (betrieblichen) Umwelteinwirkungen siehe Kap. 2.4.2.1.2. Zur Bewertung von betrieblichen Tätigkeiten im Kontext der ökologischen Nachhaltigkeit siehe Kap. 2.4.2.1.4. Vgl. Luks 2000, S. 78. Vgl. ebd., S. 74. Vgl. Gleich et al. 2005, S. 211. Vgl. Radge 1995, S. 542.

59 eine offensive Ausrichtung der Umweltschutz- und Nachhaltigkeitsstrategien318 auf betrieblicher Ebene kommt solche Konzeptionsideen eine besonderer Bedeutung zu. Mit den von der Enquête-Kommission formulierten generellen Handlungsregeln für ein nachhaltiges Management von Stoffströmen319 soll das Leitbild der ökologischen Nachhaltigkeit für politische Entscheidungsträger ebenso wie für ein betriebliches Stoffstrommanagement operationalisiert werden.320 Diese Handlungsregeln beinhalten grundlegende Forderungen in Bezug auf die Beachtung der Kapazitätsgrenzen der natürlichen Umwelt:321 (1) Die Regenerationsregel 322 fordert die Erhaltung des biotischen Realkapitals, (2) die Substitutionsregel 323 fordert den Umstieg auf regenerative Ressourcen, (3) die Schadstoffregel 324, 325 fordert die Beachtung der Assimilationskapazitäten der natürlichen Umwelt, um Belastungen aufgrund anthropogener stofflicher Einträge zu vermeiden und (4) die Gesundheitsregel 326 fordert den Erhalt der menschlichen Gesundheit sowie die Aufrechterhaltung der Selbsterhaltungs- und Regelungsfunktion ökologischer Systeme. Die genannten vier Managementregeln werden von einer weiteren Regel, der (5) Zeitregel flankiert. Diese besagt, dass die von Menschen ausgelösten Veränderungen der natürlichen Umwelt das zeitliche Anpassungsvermögen ihrer Prozesse nicht überfordern dürfen. Die Umsetzung dieser Grundanforderungen kann auf der gesamtwirtschaftlichen Ebene durch die Gestaltung der Stoffkreislaufwirtschaft327 und auf einzelwirtschaftlicher Ebene durch die Gestaltung des betrieblichen Stoffstrommanagement 328 erfolgen. Aufgabe des letztern ist es,

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Zur Typisierung der Umweltschutzstrategie siehe Kapitel 2.6.3. Vgl. Enquête-Kommission 1998, S. 46. Vgl. auch Der Rat von Sachverständigen für Umweltfragen 1994, S. 80 und Schmid 1999, S. 286. Huber spricht hier von „kategorischen Nutzungsimperativen“ (Huber 1995, S. 35). Regenerationsregel: Die Nutzungs- bzw. Abbaurate erneuerbarer Ressourcen darf deren Regenerationsrate nicht überschreiten (vgl. Enquête-Kommission 1998, S. 46). Substitutionsregel: Nicht erneuerbare Ressourcen dürfen nur in dem Maße verbraucht werden, wie eine entsprechende Erhöhung der Ressourcenproduktivität und/oder eine Substitution durch regenerative Ressourcen physisch oder funktionell gleichwertig sichergestellt ist (vgl. Enquête-Kommission 1998, S. 46). Schadstoffregel: Stoffeinträge in die natürliche Umwelt dürfen ihre Assimilationskapazitäten nicht übersteigen. Sind keine unteren Kapazitätsgrenzen vorhanden, so müssen Einträge gänzlich unterbleiben, sind Kapazitätsgrenzen bestimmbar, so dürfen die Einträge nur bis zu dieser Grenze erfolgen (vgl. EnquêteKommission 1998, S. 46). Sachlogisch ist die Schadstoffregel noch durch eine „Schadenergieregel“ zu ergänzen, die sich auf die Vermeidung von Umweltbelastungen durch anthropogene energetische Einträge, wie etwa Schall oder ionisierenden Strahlung, bezieht. Gesundheitsregel: Die menschliche Gesundheit und die generelle Funktionsfähigkeit von ökologischen Systemen darf durch die wirtschaftliche Tätigkeit des Menschen nicht gefährdet werden (vgl. EnquêteKommission 1998, S. 46). Die genetische Vielfalt und die Artenvielfalt in Ökosystemen müssen erhalten bleiben, da sie die „Modelliermasse“ der Evolution bilden. Zur Darstellung der „Circular Economy“ siehe etwa Pearce/Turner 1990, S. 40 ff. Aus Vereinfachungsgründen wird (lediglich) von Stoffstrommanagement gesprochen, auch wenn dieses stoffliche und energetische Zielgrößen beinhaltet. Das Stoffstrommanagement ist ein Teilgebiet der

60 die Stoff- und Energieflüsse im Unternehmen so zu gestalten, dass Ressourcen aus der Ökound Technosphäre ökologisch nachhaltig genutzt werden. Dies impliziert, dass anfallende Emissionen zielkonform vermieden oder vermindert werden, Rückstände in technosphärischen Nachstufen sekundär genutzt 329 oder zumindest so transformiert werden, dass die hierbei entstehenden Emissionen die natürliche Umwelt nicht belasten oder gar schädigen. Die herkömmlichen Ziele des Produktionsmanagements wie Gewinnerzielung bzw. -maximierung oder Kostenminimierung sind unter den genannten ökologischen Rahmenbedingungen weiterhin zu berücksichtigen, wobei jene Stoff- und Energieflüsse, die eine ökonomisch bewertete Funktion erfüllen, dieser Zielerreichung dienen. Deshalb gilt es zum einen klassische betriebswirtschaftliche Planungs- und Steuerungsinstrumente anzupassen und zum anderen neue Instrumente zu entwickeln, um Informationsund Entscheidungsgrundlagen für die Zwecke eines umwelt- und nachhaltigkeitskonformen (Kosten-)Managements zu liefern. Diese Instrumente müssen in der Lage sein, betrieblich verursachte Umweltwirkungen auch im Hinblick auf die physischen Begrenzungen abzubilden und zu bewerten, sowie Informationen über den Erfüllungsgrad der ökologischen Nachhaltigkeit bzw. über einen angestrebten Zustand der Umweltqualität zu liefern.

2.3.2

Effizienzstrategie und Kompatibilitätsstrategie – Grundlegende Managementstrategien für eine „kritische ökologische Nachhaltigkeit“

Um die Zielsetzung einer Wirtschaftsweise im Sinne einer kritisch-ökologischen Nachhaltigkeit (annähernd) zu erfüllen, bedarf es der Umsetzung geeigneter Strategien. Hierzu zählen insbesondere die Strategieoptionen der (1) stofflich-energetischen Effizienz und der (2) ökologischen Kompatibilität, die auf unterschiedlichen Wegen eine ökologisch nachhaltige Wirtschaftsweise zu erreichen suchen. 330

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Umweltökonomie, die als wirtschaftswissenschaftliche Disziplin in ihren Theorien, Modellen und rechnerischen Aussagen ökologische Parameter beinhaltet. Innerhalb der Umweltökonomie ist das betriebliche Stoffstrommanagement der betrieblichen Umweltwirtschaft bzw. dem Umweltmanagement zuzuordnen. Aufbau und Pflege kreislauforientierter Unternehmenskooperationen und Verwertungsnetze konstituieren ein betriebsübergreifendes Stoff- (und Energie-)strommanagement. Ausführlich hierzu Huber 1995, S. 39 ff. oder Behrendt et al. 1998, S. 161 f. Im einschlägigen Schrifttum wird als dritte Nachhaltigkeitsstrategie die Suffizienzstrategie diskutiert. Diese setzt an den derzeit vorherrschenden Konsummustern der Industrieländer an und fordert Genügsamkeit (freiwillig) und Verzicht (unfreiwillig) ohne eine Einbuße an Lebensqualität. Da die Thematisierung solcher Ziele und Strategien vor allem Gegenstand der Gesellschafts- und Sozialwissenschaften ist, werden sie hier nicht weiterverfolgt. Die Abgrenzung zwischen Suffizienz- und Effizienzstrategie wird in dieser Arbeit dergestalt vorgenommen, dass Vermeidungsmaßnahmen, die zwar zu einer Effizienzsteigerung führen, aber die erbrachte Leistung unverändert bleibt, der Effizienzstrategie zuzuordnen sind. So kann etwa im Rahmen einer umweltorientierten Logistikstrategie die Vermeidung von Leerfahrten zur besseren Transportmittelauslastung (= Steigerung der Transporteffizienz) führen, ohne dass sich die - in tkm gemessene und vom Kunden wahrgenommene – Transportleistung verändert. Strategien, die hingegen mit dem Senken materieller Bedürfnisse

61 ad (1) Die Effizienz-Strategie setzt am Wirtschaftlichkeitsprinzip der Ökonomie an: Übernutzungen der natürlichen Umwelt sollen minimiert werden, indem eine angestrebte Wirtschaftsleistung mit dem geringstmöglichen Einsatz von Stoffen und Energie erbracht wird. Es wird eine Steigerung der Ressourcenproduktivität um den Faktor 4-10 gefordert. 331 ad (2) Die Kompatibilitäts-Strategie332 stellt in gewisser Hinsicht einen „Gegenpol“ zur Auffassung dar, dass anthropogene Stoff- und Energieflüsse unter Nachhaltigkeitsaspekten nur zu minimieren sind. Vielmehr zielt sie darauf ab, die aus der und in die natürliche(n) Umwelt fließenden Stoff- und Energieflüsse ökologisch kompatibel zu gestalten, sodass auch hohe Stoffumsätze getätigt werden können. Die durch Sonnenenergie angetriebenen Stoffwechselprozesse in der Biosphäre dienen hier als Vorlage für eine ökologisch nachhaltige Produktionsweise. 333 Die Steigerung der Ressourcenproduktivität kann die Erschöpfung bestimmter (Energie-)Rohstoffe erheblich hinausschieben. Daher können der Effizienzstrategie durchaus kurz- und mittelfristige Entlastungseffekte zugeschrieben werden. Isoliert eingesetzt vermag die Effizienzstrategie das Kernproblem einer nicht-nachhaltigen Beanspruchung der natürlichen Umwelt letztlich nicht zu lösen; das Kernproblem wird nur aufgeschoben.334 Eine dauerhaft ökologisch verträgliche Wirtschaftsweise verspricht einzig die Kompatibilitätsstrategie. Sie erfordert jedoch zeitlich und räumlich weit reichende ökologische Innovationen in Wirtschaft und Gesellschaft, die mit einem tief greifenden Strukturwandel verbunden sind sowie dem Bewusstsein, dass es in einer Übergangsphase zu sozialen Instabilitäten in großen Teilen der Gesellschaft(en) führen kann. Die Vision einer ökologisch hoch kompatiblen Wirtschaft wird aus Sicht des Verfassers - wenn überhaupt – frühestens ab Mitte dieses Jahrhunderts Gestalt annehmen können. Dafür spricht vor allem die (global) immer stärker wachsende Produktion von Sachgütern, für die mit hoher Wahrscheinlichkeit in den nächsten Jahrzehnten - geleitet durch ökologisch kurzsichtige Volks- und Betriebswirtschaften – vermutlich weit überwiegend veraltete Technologien des 20. Jahrhunderts zum Einsatz kommen.

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und/oder der Transformation materieller in immaterielle Bedürfnisse im Zusammenhang stehen, werden der Suffizienzstrategie zugeordnet. Vgl. Schmidt-Bleek 1994, Prammer/Preimesberger 1994, S. 19 f., Weizsäcker/Lovins/Lovins 1995 und Prammer 1998, S. 60. Im einschlägigen Schrifttum wird oft von „Konsistenzstrategie“ gesprochen, die sich - nach den Ausführungen von Knaus/Renn - auch als Strategie der Umweltkompatibilität bezeichnen lässt (vgl. Knaus/Renn 1998, S. 96). Der Begriff der Umweltkompatibilität betont die Umweltverträglichkeit anthropogener Stoffund Energieflüsse, d.h. anthropogene und geogene Stoffströme sollen sich gegenseitig weder beeinträchtigen noch in unerwünschter Weise symbiotisch-synergetisch verstärken. Aus Verständlichkeitsgründen wird daher in dieser Arbeit der Begriff „Kompatibilitätsstrategie“ dem Begriff der Konsistenzstrategie vorgezogen. Vgl. Knaus/Renn 1998, S. 96. Vgl. Dyckhoff 2000, S. 85.

62 Es ist plausibel, dass die skizzierten Grundstrategien zwar isoliert verfolgt werden können, aufeinander bezogen jedoch eine bessere Wirksamkeit entfalten: Wird die Effizienzstrategie der Kompatibilitätsstrategie vor- und synchrongeschaltet, so lässt sich der Übergangszeitraum für den oben angesprochenen Strukturwandel verlängern und damit lassen sich die Folgen bis zum Erreichen der ökologischen Kompatibilität ökonomisch und sozial abfedern. Aus diesem Grunde werden in der gegenständlichen Arbeit sowohl die Strategieoption der Effizienz als auch der Kompatibilität entsprechend gewürdigt und als Grundlage für die Adaption und Ergänzung des betriebswirtschaftlichen (Kosten-)Instrumentariums herangezogen. Die ökologische Effizienz und Kompatibilität von Stoffströmen kann sehr unterschiedlich ausgeprägt sein. Die obigen Handlungsregeln bieten zur Beurteilung der Bandbreite der ökologischen Nachhaltigkeit bereits geeignete (grobe) Maßstäbe. Die Substitutions- und die Regenerationsregel zeigen die Grenzen im Hinblick auf die ökologischen Verknappungen, die Schadstoff- und die Gesundheitsregel im Hinblick auf Umweltbelastungen durch Einträge und (Zer-)Störungen 335. Sterr hebt die durch stofflichen Eintrag in die natürliche Umwelt ausgelösten qualitativen und quantitativen Inkompatibilitäten hervor: 336 Demnach können quantitative Inkompatibilitäten auftreten, wenn ein „naturbekannter Stoff“ 337 in großer Menge auf begrenztem Raum und/oder innerhalb eines kurzen Zeitraumes und/oder über eine (große) Distanz hinweg in die natürliche Umwelt gelangt. Da die Natur diese Art von Stoffen kennt, ist eine Assimilation dieser „quantitativen Neuheit“ in natürliche Strukturen und Kreisläufe grundsätzlich möglich 338. Jedoch dürfen spezifische Kapazitätsgrenzen nicht überschritten werden, sonst verliert das betroffene System die Fähigkeit diesen Stoff aufzunehmen und zu verarbeiten. Ökosysteme reagieren in solchen Fällen mit der Veränderung ihres Systems und dem Herstellen neuer Fließgleichgewichte.

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Zur Beschreibung von „ökologischen Verknappungen“, „Umweltbelastungen“ und „(Zer-)Störungen“ siehe Kapitel 2.4.2.1.3 und 2.4.2.1.34. Vgl. Sterr 2003, S. 26. „Naturbekannte Stoffe“ können sein: a) Natürliche Stoffe, die unmittelbar aus der Natur stammen und b) Naturnahe Stoffe, deren Ursprung ebenso natürlich ist; jedoch in der Folge ein anthropogen ausgelöster Umwandlungsprozess den natürlichen Stoff zwar in einen neuen, den Elementen der Biosphäre aber bekannten Stoff verwandelt. Bei anorganischen Verbindungen erfolgt die Aufnahme der Stoffe in Ökosysteme durch Integration in ihre natürlichen Kreisläufe (etwa Stickstoff-, Phosphor-, Schwefel- und Kohlenstoffdioxidkreislauf). Bei organischen Verbindungen erfolgt die Aufnahme der Stoffe durch den biologischen Abbau mittels Reduzenten und eine nachfolgende Integration in die natürlichen Strukturen.

63 Qualitative Inkompatibilitäten treten regelmäßig auf, wenn ein „naturfremder Stoff“339 oder ein „naturferner Stoff“ 340 in die natürliche Umwelt gelangt. Da Organismen mit dieser „qualitativen Neuheit“ keine evolutionäre Erfahrung haben, ist ihre Integration in natürliche Strukturen und Prozesse (in absehbaren Zeiträumen) nicht möglich, vielmehr belasten sie die von der Einwirkung betroffenen Menschen und Ökosysteme. Manche dieser Stoffe weisen bereits ab geringsten Mengen ein Schädigungspotential auf, wie beispielsweise eine Reihe von Schwermetallen und radioaktiven Stoffen. 341 Zusammenfassend lässt sich festhalten: Die Strategieoptionen „Effizienz“ und „ökologische Kompatibilität“ bieten einen geeigneten Rahmen für eine systematische Umsetzung des Gedankenguts der ökologischen Nachhaltigkeit. Dies muss sich in einer neu auszurichtenden betrieblichen Umwelt-, Stoff- und Energiepolitik widerspiegeln, die in sämtliche Unternehmensbereiche (Marketing, Produktion, Rechnungswesen, Controlling, u.a.) Eingang finden muss und deren Zielobjekte am Betriebsstandort oder entlang des ökologischen Lebenszyklus der erzeugten Güter zu identifizieren sind. Eingeengt auf Kostenaspekte wird auf diese Thematik in Kapitel 3 näher eingegangen. Zugleich muss festgehalten werden, dass sich Effizienz- und Kompatibilitätsstrategien nicht ohne Konkretisierung des Leitbildes der Nachhaltigkeit handlungsleitend bestimmen lassen. Die Verpflichtung der Unternehmen zur Festsetzung und Umsetzung der unternehmerischen Nachhaltigkeit ergibt sich dabei nicht allein aus dem defizitären Ordnungsrahmen insbesondere dem Fehlen internationaler Regelungen, sondern aus der normativen Formulierung 339

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341

“Naturfremde Stoffe“, auch als „Xenobiotika“ (xenos [griech.]: fremd, andersartig) bezeichnet, werden aus natürlichem oder künstlichem Ursprung mittels anthropogen gestalteter Umwandlungsprozesse (weiter) „künstlich“ hergestellt. Beispiele für Xenobiotika sind Polychlorierte Biphenyle (PCB), bestimmte Antibiotika und Hormone, synthetische Duftstoffe usw. Nach Schätzungen von Experten erhöht sich die Anzahl der Xenobiotika weltweit jährlich um mehrere Tausend (hierzu näher Hahn 1993, S. 231). „Naturferne Stoffe“ stammen aus dem der Biosphäre fernen Bereich der Ökosphäre (etwa aus der Lithosphäre). Sie sind dort chemisch-physikalisch gebunden und werden erst durch anthropogene Eingriffe (Entnahmen) mobilisiert. Von den Elementen der Biosphäre können sie - nun in einer „neuen, fernen“ Sphäre - nicht erkannt werden und wirken auf Organismen (vielfach) belastend oder schädigend. Typische naturferne Stoffe sind etwa Uransalze oder toxisch für Pflanzen, Tiere und Menschen wirkende Schwermetalle, besonders Blei, Cadmium und Quecksilber, die sich in der Nahrungskette anreichern können, da einige ihrer Verbindungen in der Umwelt sehr beständig sind (vgl. Hulpke/Koch/Wagner, S. 639 f.). Zu den anorganischen Stoffen, die bereits ab geringsten Mengen ein Schädigungspotential für Mensch, Ackerböden und Ökosysteme aufweisen, gehören die Schwermetalle Quecksilber, Blei und Cadmium sowie eine Reihe radioaktiver Edelgase wie etwa Tritium, Jod-131, Caesium-137 und Krypton-85, die aus kerntechnischen Anlagen oder durch Kernwaffentests und Reaktorunfälle in die Atmosphäre gelangt sind. (Nach Beendigung der oberirdischen Kernwaffenversuche ist die Caesium-137 Belastung in der Atmosphäre bis zum Reaktorunfall in Tschernobyl zwar allmählich zurückgegangen (Halbwertszeit von Caesium-137: 30 Jahre), sie hat jedoch nach diesem Unfall im April 1986 bis Mitte der 1990er Jahre das ca. 10-fache der früheren Belastung betragen. Im gleichen Zeitraum ist im europäischen Raum der Anteil des Edelgases Krypton-85 (Halbwertszeit 10,8 Jahre) insbesondere aufgrund der Emissionen dieses Edelgases aus den Wiederaufbereitungsanlagen in La Hague und Sellafield ständig angestiegen (vgl. hierzu Bossel 1994, S. 131).

64 des Nachhaltigkeits-Postulates selbst. Und da Unternehmen zu einem entscheidenden Mitverursacher ökologischer (und sozialer) Probleme geworden sind, ergibt sich daraus eine „[…] Normsetzungspflicht der Unternehmensführung“ 342. Zugleich stehen Unternehmen in der marktwirtschaftlich organisierten Wirtschaft im Wettbewerb, den es gilt erfolgreich zu bestehen. Zur Verknüpfung von Maximen und andere Kernelemente des diesbezüglichen Konzeptes der unternehmerischen Nachhaltigkeit („Corporate Sustainability“) wird in Kapitel 2.5 sowie Kapitel 4.1 näher eingegangen. Zuvor sollen nun folgend (Kapitel 2.4) sogenannte betriebliche Umweltwirkungen und sie auslösende betriebliche Tätigkeiten soweit ausdifferenziert werden, dass sie in betriebliche Strategien und Entscheidungsfindungsprozesse (Kapitel 3 und Kapitel 4.2) unter Kostengesichtspunkten betrachtet - Eingang finden können.

2.4

Das Unternehmen als ökologisch-ökonomisches Subsystem „Als sie das Ziel aus den Augen verloren hatten, verdoppelten sie ihre Anstrengungen.“ (Mark Twain)

Wie weit sich die Sphäre der Stofftransformation zwischen Urproduktion, Konsumtion und Entsorgung als eine natürliche oder als eine künstliche Sphäre auch immer ausdehnen mag, menschliches Wirtschaften bleibt letztlich ein System mit unaufhebbar natürlichen Ein- und Ausgängen. 343 Nach dem zweiten Hauptsatz der Thermodynamik (Clausius 1850) und dessen stofflicher Interpretation durch Georgescu-Roegen 344 ist eine vollständige Umwandlung von Faktoren in Produkte, d.h. eine abfall- bzw. emissionsfreie wirtschaftliche Tätigkeit in einem stofflich geschlossenen System - wie es die natürliche Umwelt gemäß Definition in Kapitel 2.2 darstellt - nicht möglich.345 Somit erzielt betriebliche Tätigkeit nicht nur erwünschte sozioökonomische Ergebnissen (Umsatz, Gewinn und Marktanteile), sondern ist immer auch mit der Beanspruchung der natürlichen Umwelt verbunden, die (bislang) zu unerwünschten sozioökologischen Ergebnissen (Umweltbeeinträchtigungen und Umweltrisiken) führt.

342 343 344 345

Matten/Wagner 1998, S. 65. Vgl. Seidel/Menn 1988, S. 14. Vgl. Georgescu-Roegen 1971. Aus ökologisch-naturwissenschaftlicher Sicht ist „wirtschaftliche Tätigkeit“ ohne Transformation von Stoffen und/oder Energie nicht möglich. Die Transformation kann hierbei physikalischer, chemischer, biologischer und/oder zeitlich-räumlicher Art sein.

65 Art und Ausmaß der betrieblichen Eingriffe in die natürliche Umwelt bzw. deren Einschätzung hängen auch von der jeweiligen Sichtweise der Wirklichkeit ab. Der Übergang zu einem Umwelt(kosten)management, das die betrieblichen Umweltwirkungen angemessen abbildet, erfordert daher nicht nur eine Änderung der bisherigen Nutzungs- und Gestaltungseingriffe, sondern insbesondere auch eine Revision der hinter diesen Eingriffen stehenden Paradigmen.

2.4.1

Vom Zusammenhang zwischen ökologischer und ökonomischer Knappheit

Die Entnahme von Sonnenenergie aus der extraterrestrischen natürlichen Rahmenwelt ist unabhängig von ihrer derzeitigen ökonomischen Bewertung - im Hinblick auf die zur Verfügung stehende Kapazität kein Vorgang, der diese Energieform (ökologisch) knapp werden lässt. 346 Ebenso schafft die Abgabe der globalen Wärmestrahlung von der Erde in die extraterrestrische Rahmenwelt (Kosmos) im Hinblick auf die vorhandene Aufnahmekapazität keine (ökologische) Knappheit.347 Die genannten Vorgänge beruhen vielmehr auf quasi unbegrenzten Kapazitäten der extraterrestrischen Rahmenwelt. Anders verhält es sich bei der Mehrzahl von – durch menschliche Tätigkeiten verursachten – Stoffbewegungen innerhalb der Ökosphäre und zwischen Öko- und Technosphäre. Die diesbezüglichen Vorgänge 348 führen - unabhängig von ihrer derzeitigen ökonomischen Bewertung - zu ökologischen Knappheiten. Diese spannen sich von der Sphäre der natürlichen Umwelt bis zu der vom Menschen dominierten künstlichen Umwelt (künstliche Technosphäre 349) im stofflich-energetischen Kontext 350. Die Zunahme der Umweltprobleme gerade im 20. Jahrhundert351 deutet unmissverständlich darauf hin, dass die zurzeit freien Umweltgüter („saubere“ Umweltmedien) zunehmend als ökonomisch knappe Güter zu betrachten sind und daher wie die traditionellen Produktionsfaktoren zu bewirtschaften wären. Die - seit vielen Jahrzehnten diskutierte - Problematik 346

347

348

349 350

351

Auch wenn die Solarenergie als „Angebot“ auf dieser Erde unbegrenzt erscheint, ist eine mehr oder weniger stark Begrenzung bei ihrer direkten und indirekten Nutzung durch die Verfügbarkeit von Flächen und Böden sowie durch meteorologische, hydrologische und andere Faktoren gegeben. Der Begriff der ökologischen Knappheit lässt sich zwar für die extraterrestrische natürliche Rahmenwelt formal nicht anwenden, dient jedoch hier der Verdeutlichung der kapazitätsmäßigen Unterschied zwischen der natürlicher Umwelt und der extraterrestrischen Rahmenwelt. Zu den Hauptarten der betrieblichen Umwelteinwirkungen (Entnahmen, Einträge und strukturelle Eingriffe) siehe Kapitel 2.4.2.1.2. Siehe Abb. 2-1. So auch Terhart 1986, S. 402 und Strebel 1990, S. 708 f., die jedoch beide nicht den für die ökologische Knappheit konstitutiven räumlichen Bezug herstellen, nämlich die Unterscheidung in Ökosphäre und Technosphäre einerseits und die natürliche Rahmenwelt andererseits. Vgl. World Resources Institute 2005.

66 besteht nun darin, diesen Gütern den „ökologisch richtigen“ Knappheitsindikator352 zuzuordnen. Müller-Wenk hat den Begriff der ökologischen Knappheit eingeführt und dabei zwei Ausprägungsformen unterschieden; die Ratenknappheit353 und die Kumulativknappheit354. Von Ratenknappheit wird gesprochen, wenn eine kritische Rate der Entnahme (z.B. regenerative Energieträger) aus einem System oder des Eintrages (z.B. Emissionen) in ein System überschritten wird. Dies bedeutet, dass eine bestimmte diesbezügliche Menge über einen bestimmten Zeitraum noch keine ökologisch negativen Folgen verursachen, eine Überschreitung jedoch zu ökologisch negativen Folgen führt. Entnahmeseitig kann dies bei regenerativen Rohstoffen und Energieträgern auftreten, eintragsseitig bei Stoffen, für die eine Kapazitätsgrenze der Assimilation von Einträgen vorhanden ist355, was vor allem bei natürlichen und naturnahen Stoffen der Fall ist. Kumulativknappheit bedeutet, dass die Ressource bzw. das Assimilationsmedium nach einer endlichen Anzahl von Nutzungen erschöpft ist 356. So führt etwa die Entnahme fossiler Energieträger aus der Lithosphäre zur deren Kumulativknappheit. Ökologische Knappheit ist somit durch eine bestimmte als kritisch anzusehende Nutzungsgrenze einer Ressource bzw. eines Assimilationsmediums gekennzeichnet, die auch bei „0“ 357 liegen kann. Dem Verständnis in dieser Arbeit entsprechend wird von ökologischer Knappheit auch dann gesprochen, wenn sich das Ausmaß der Nutzung jenen Obergrenzen genähert hat, die gemäß den Anforderungen der ökologischen Nachhaltigkeit noch tolerierbar sind. Es gehört zur Aufgabenstellung von Unternehmen, über den Einsatz knapper Produktionsfaktoren zu entscheiden. Von ökonomischer Knappheit wird dann gesprochen, wenn eine Diskrepanz zwischen Bedürfnissen und Wünschen und den zu ihrer Befriedigung geeigneten Gütern besteht. Knappheit ist Anlass für wirtschaftliche Tätigkeit, wobei letztere erstere lindern, aber nicht gänzlich vermeiden kann, da einer unbegrenzten Anzahl an Bedürfnissen grundsätzlich eine begrenzte Menge von Ressourcen gegenübersteht. Unter konkurrierenden Ressourcennutzungen ist dann jene zu wählen, die die höchste Bedürfnisbefriedigung

352 353 354 355

356

357

Vgl. Strebel 1980, S. 30. Vgl. Müller-Wenk 1978, S. 40 f. Vgl. Müller-Wenk 1978, S. 42. So ist der in Kapitel 2.4.4.2.4.4 beschriebene anthropogene Treibhauseffekt ein Effekt ökologischer Ratenknappheit. Weltmeere und Pflanzen können zwar bestimmte Kohlendioxidmengen absorbieren, im Laufe der Industriegeschichte wurden die diesbezüglichen Kapazitäten jedoch zunehmend überschritten. Siehe dazu auch die Ausführungen zu nicht regenerativen Ressourcen im Kontext der ökologischen Nachhaltigkeit in Kapitel 2.3. Siehe dazu die Ausführungen zur strikten Nachhaltigkeit in Kapitel 2.3.1.

67 ermöglicht. 358 Die Rivalität der Nachfrager führt über den Allokationsmechanismus des Marktes zur Bildung von Preisen für Güter und Dienstleistungen. 359 Werden diese dann als private Güter erworben, so ermöglicht dies den Ausschluss anderer von der Nutzung. 360 Die Merkmale eines privaten Gutes sind demnach die Nutzungsrivalität und der Ausschluss anderer von der Nutzung des Gutes. Typischerweise weisen private Güter auch die Eigenschaft der ökonomischen Knappheit auf (Wirtschaftsgut). Die ökonomische Knappheit eines Gutes setzt seine „Bewertbarkeit“ und „Teilbarkeit“ voraus und ist das Ergebnis der Funktion von „monetär bewertetem Angebot und monetär bewerteter Nachfrage“. 361

Abb. 2-2: Güterarten im ökonomisch-ökologischen Kontext mit Beispielen (Quelle: eigene)

Unter dem Begriff der Umweltgüter werden Güter der natürlichen Umwelt (Atemluft, nachwachsende Rohstoffe) und Güter der terrestrischen natürlichen Rahmenwelt (Grundwasser, Erze) zusammengefasst. 362 Die zuvor genannten Beispiele „nachwachsende Rohstoffe“ und „Erze“ repräsentieren jene Umweltgüter, die zugleich Wirtschaftsgüter, d.h. ökonomisch knapp sind. Die genannten Beispiele „Atemluft“ und „Grundwasser“ repräsentieren jene 358 359 360 361 362

Vgl. Helmstädter 1979, S. 3 f. Vgl. Schumann 1987, S. 1 f. Vgl. Wicke 1991, S. 41. Günther 1994, S. 4. Semantisch wäre der Ausdruck „Natürliches Gut“ dem Begriff des Umweltgutes vorzuziehen, da der Begriff der natürlichen Umwelt in dieser Arbeit – definitionsgemäß – die natürliche Rahmenwelt (und damit deren Güter) ausschließt. Aus Gründen der Sprachkonvention wird jedoch der Begriff „Umweltgut“ als Sammelbegriff für Güter der natürlichen Umwelt und Güter der natürlichen terrestrischen Rahmenwelt beibehalten.

68 Umweltgüter, die als freie Güter (siehe unten) verfügbar sind. Umweltgüter gehören – zusammen mit den (Wirtschafts-)Gütern der künstlichen Umwelt bzw. der künstlichen Technosphäre – zu den Gütern mit stofflich-energetischen (materiellen) Eigenschaften (Abb. 2-2). Umweltgüter weisen vielfach die Eigenschaft freier Güter sowie öffentlicher Güter auf. Das Merkmal freier Güter ist, dass sie keine ökonomische Knappheit aufweisen und daher (kosten-)frei verfügbar sind. Öffentliche Güter bilden das Pendant zu privaten Gütern und sind durch die „Nicht-Rivalität in der Nutzung bzw. im Konsum“ sowie dadurch gekennzeichnet, dass ein Ausschluss von der Nutzung nicht möglich ist („freier Nutzungszugang“). Für Allmendegüter („unreine öffentliche Güter“) gilt ebenso der freie Nutzungszugang, jedoch ist Nutzungsrivalität gegeben.363 Ein Vergleich der Menge aller stofflich-energetischen Güter und der Menge aller ökonomisch knappen Güter 364 zeigt (Abb. 2-2), dass sich beide Mengen im Bereich der stofflich-energetischen Wirtschaftsgüter überschneiden. Der hellgrau markierter Bereich dieser Wirtschaftsgüter bildet die Menge der bewirtschafteten Umweltgüter. Diese Güter können in natürlich oder naturnah transformierte Güter, d.h. in „Wirtschaftsgüter der natürlichen Umwelt“ und in „Wirtschaftsgüter der terrestrischen natürlichen Rahmenwelt“ unterschieden werden. Die Menge aller Umweltgüter umfasst neben den bewirtschafteten Umweltgütern auch nicht bewertete oder nicht bewertbare stofflich-energetische Komponenten365. Güter mit immateriellem Charakter (Wissen, Patente, Lizenzen, Know-how, Markenrechte, u.a.) gehören zwar nicht zu den Umweltgütern (ökologisch knappen Gütern), können aber einen indirekten stofflich-energetischen Bezug aufweisen, wie dies etwa bei Patentrechten zur Herstellung von Sachgütern der Fall ist. Immaterielle Güter bilden gemeinsam mit der obigen Schnittmenge der bewirtschafteten Umweltgüter die Gesamtheit der ökonomisch knappen Güter 366. Die Entscheidungsfindung über die Beanspruchung der natürlichen Ressourcen wird heute vor allem durch gegebene oder zukünftig erwartete Marktpreise367 gestützt, die ihre ökolo-

363

364

365 366 367

Der Begriff „Allmendegüter“ bzw. „Allmenderessourcen“ wurde von Siebert eingeführt (vgl. Siebert 1983, S. 269). In Bezugnahme auf die Produktionsfaktoren verstand Gutenberg unter knappen Gütern jene Güter, „[…] ohne die betriebliche Leistungserstellung nicht vollziehbar erscheint“ (Gutenberg 1983 [1951], S. 3). Vgl. zu dieser Diskussion auch Steven 1991, S. 509 ff. Vgl. Günther 1994, S. 6 und Seidel 1992a, S. 95 ff. Frese/Kloock 1989, S. 2. So werden etwa im Rahmen der externen Rechnungslegung die Wertansätze auf Basis vergangener Anschaffungskosten gebildet, bereinigt um die Abschreibungen, wobei jährlich ein Vergleich mit den maßgeblichen Marktwerten zu erfolgen hat (vgl. Coenenberg 1992, 82 ff.). In die Kostenrechnung werden zukünftig erwartete Marktpreise in Form von Wiederbeschaffungskosten einbezogen. In die Investitionsrechnung werden sowohl gegebene Marktpreise (für die Höhe der Anfangsinvestition) als auch geplante, zukünftig erwartete Preise (für die Betriebskosten und Einnahmen) einbezogen.

69 gische Verknappung nicht angemessen abbilden,368 d.h. es werden zu hohe natürliche Ressourcenbestände und Aufnahmekapazitäten vorgetäuscht. Werden nun ökologische Knappheitssignale nicht erkannt oder - aufgrund des Bruchs zwischen einzelwirtschaftlicher (individueller) und gesamtwirtschaftlicher (gesellschaftlicher) Rationalität369 - nicht in die betriebliche Entscheidungsfindung miteinbezogen, so findet die Nutzung der Ressourcen der natürlichen Umwelt auf zu hohem Niveau statt. Bei Umweltgütern als öffentliche Güter bzw. bei Allmendegüter treten die Phänomene des „Trittbrett- und „Freifahrens“ auf. Der gesamtwirtschaftliche Werteverzehr ist dann größer als die in einzelwirtschaftliche Entscheidungen eingehenden Kosten. 370 Dazu kommt, dass die mit den Dispositionen ausgelösten negativen Umweltwirkungen häufig (stark) zeitversetzt auftreten und dem entsprechenden Nutzenverlust eine umso geringere Bedeutung beimessen wird, je später er anfällt. Oft sind die Folgen der Nutzung von Gütern der natürlichen Umwelt nicht bekannt oder herrscht Unsicherheit darüber.

2.4.2

Betriebliche Tätigkeit im Spannungsfeld zwischen ökologischer Nachhaltigkeit und ökologisch negativen Umweltwirkungen

Zur Befriedigung der menschlichen Bedürfnisse werden die Leistungspotentiale der natürlichen Umwelt und der natürlichen Rahmenwelt in Anspruch genommen. Es stellt sich nun die Frage, ob und welche Veränderungen infolge der Inanspruchnahme der Leistungspotentiale in den angesprochenen Welten stattfinden (Eingriffsarten) und wie weit sie gehen (Eingriffstiefe). Wie oben ausgeführt, erfüllt die extraterrestrische natürliche Rahmenwelt die für die Existenz des Menschen und der natürlichen Umwelt unverzichtbaren Funktionen der Versorgung mit Sonnenenergie sowie der Aufnahme der nicht umgewandelten Energie als Wärmestrahlung in den Kosmos. Die Inanspruchnahme dieser Leistungspotentiale durch den Menschen (Energieentnahme und Energieeintrag) wird nicht als Eingriff in die kosmische Stoff- und Energieordnung betrachtet, sondern als deren integraler Bestandteil. Die Arbeit beschränkt sich daher in der Analyse auf die Eingriffe des Menschen in die natürliche Umwelt und hierbei wieder auf die Eingriffe im betrieblichen Kontext. 368

369 370

Andererseits ist unser heutiges Preisgefüge bereits aufgrund intertemporaler Verlagerungen der Umweltbeeinträchtigung durch frühere Generationen (Ressourcenverknappungen, Altlasten, reduzierte Aufnahmeund Regenerationskapazität) verändert. Zugleich verlagert die heutige Generation in einem nicht näher bestimmbaren (hohem) Ausmaß Kosten auf zukünftige Generationen. Zur Problematik der Bestimmung des Verlagerungsausmaßes (Bewertungs- und Aggregationsproblematik der Umweltinanspruchnahme im Zusammenhang mit den Annahmen über zukünftige Lebensstile) siehe Schreiner 1990, S. 199 f. Vgl. hierzu ausführlich Seidel 1988, S. 16 ff. Vgl. Coase 1960, Seicht 1988, S. 48 f., Seidel/Menn 1988, S. 16 ff. und Strebel 1990, S. 707.

70 Betriebliche Tätigkeit führt nicht nur zu erwünschten Resultaten („Wertschöpfung“), sondern auch zu unerwünschten Resultaten wie zu ökologischen Verknappungen, Umweltbelastungen, und/oder zu Umweltschäden bzw. zur Umweltschädigung 371. Die angesprochenen Ergebnisse sowie die sie auslösenden Tätigkeiten und zugrunde liegenden Wirkungsmechanismen werden von der Gesellschaft nicht nach einheitlichen Maßstäben beurteilt. Dies hängt auch damit zusammen, dass der Mensch nicht im gleichen Ausmaß wie andere biosphärische Elemente von bestimmten ökologischen Folgen seiner Tätigkeiten betroffen ist. Bevor auf die Frage der Bewertung ökologischer Folgen näher eingegangen wird, ist zunächst ein Modell der stofflich-energetischen Interaktion zwischen Betrieb und natürlicher Umwelt zu entwerfen.

2.4.2.1 Betriebliche Tätigkeit als Auslöser betrieblicher Umweltwirkungen Wird die natürliche Umwelt durch betriebliche Tätigkeiten beeinflusst, so spricht man von betrieblicher Umweltwirkung 372. Dieser Begriff wird als Oberbegriff für „betriebliche Umwelteinwirkung“ und „betriebliche Umweltauswirkung“ verwendet. Jeder betriebliche Eingriff in die natürliche Umwelt (betriebliche Umwelteinwirkung) verändert diese, d.h. löst Umweltauswirkungen 373 aus. Unter betrieblichen Umweltauswirkungen versteht man die 371

372

373

Jede wirtschaftliche Tätigkeit wird von der Gesellschaft auch nach Maßgabe der verursachten Schäden bewertet. Beim Schadensbegriff wird allgemein unterschieden in ökonomischen (materiellen) Schaden und ideellen (immateriellen) Schaden. Während der ökonomische Schaden alle Nachteile umfasst, die in Geldeinheiten ausgedrückt werden können, umfasst der immaterielle Schadensbegriff insbesondere Beeinträchtigungen des allgemeinen Wohlbefindens und der Gesundheit (vgl. Hulpke/Koch/Wagner 1993, S. 619). Darüber hinaus konstatiert (bereits) ein moderater Anthropozentrismus - wie er in dieser Arbeit zur Anwendung gelangt - auch ökologische Schäden bzw. eine Umweltschädigung. Ökologische Schäden sind demnach nicht umkehrbare, nicht kompensierbare wesentliche Beeinträchtigungen der natürlichen Umwelt, wie es etwa durch das Aussterben von Organismen-Arten zum Ausdruck kommt (biotische Umweltschädigung). Vgl. Hulpke/Koch/Wagner 1993, S. 370. Im umweltwirtschaftlichen Schrifttum hat sich in den letzten Jahren der Begriff der betrieblichen Umweltwirkung durchgesetzt. Dieser Begriff lässt offen, ob die zugrunde liegende betriebliche Tätigkeit den Anforderungen der Nachhaltigkeit genügt oder nicht. Vielfach werden die Begriffe Umweltbeanspruchung, Umweltnutzung, Umweltbeeinträchtigung und Umweltbelastung synonym verwendet. In der vorliegenden Arbeit wird jedoch dahingehend unterschieden, ob mit einer Inanspruchnahme der natürlichen Umwelt eine ausreichende, an der ökologischen Nachhaltigkeit orientierte Funktionserfüllung für den Menschen (gemäß Kapitel 2.3) in Einklang zu bringen ist; mit anderen Worten, ob eine ökologisch nachhaltige Inanspruchnahme zumindest möglich erscheint oder (implizit) von vornherein ausgeschlossen wird. Während die Begriffe Umweltnutzung oder Umweltbeanspruchung eine nachhaltigkeitskonforme Inanspruchnahme nicht ausschließen, implizieren Begriffe wie Umweltbeeinträchtigung oder Umweltbelastung eine nicht-nachhaltige Inanspruchnahme. Zur Definition des Begriffes der Umweltwirkungen vgl. Prammer 1996, S. 213 ff. Auch wenn der Begriff der Umweltauswirkung im umweltwirtschaftlichen Schrifttum inzwischen vielfach verwendet wird, besteht noch keine einhellige Auffassung über das damit beschriebene Objekt. So etwa werden von Olsson/Piekenbrock und Faßbender-Wynands die Immissionen den Umweltauswirkungen zugeordnet (Olsson/Piekenbrock 1996, S. 182, Faßbender-Wynands 2001, S. 91 ff.). Der Verfasser ordnet Immissionen hingegen (noch) der Gruppe der Umwelteinwirkungen zu (siehe hierzu auch Kapitel 2.4.2.1.2).

71 spezifischen Veränderungen der natürlichen Umwelt als Folge von verursacherbezogenen Umwelteinwirkungen. So wird etwa durch die Entnahme einer natürlichen Ressource eine Veränderung des Ressourcenbestandes bewirkt oder wird durch die Emission eines Stoffes in ein bestimmtes Umweltmedium die stoffliche Zusammensetzung dieses Mediums verändert. Eine betriebliche Umwelteinwirkung kann auch mehrere Umweltauswirkungen auslösen, wie dies insbesondere bei Emissionen der Fall ist. So wirken etwa in die Atmosphäre eingetragene Stickoxide humantoxisch, versauernd und eutrophierend oder wird etwa durch die Emission von Trichlorfluormethan sowohl die schützende Ozonschicht ausgedünnt als auch zum anthropogenen Treibhauseffekt beigetragen (Horizontalbetrachtung der Umweltauswirkungen). Allgemein lässt sich dieser Zusammenhang, wie in Abb. 2-3 gezeigt, darstellen. 374 Betriebliche Umwelteinwirkung

Umweltauswirkung 1

Betriebliche Umweltauswirkungen UmweltUmweltUmweltauswirkung 2 auswirkung 3 auswirkung …

Umweltauswirkung n

Abb. 2-3: Horizontalbetrachtung betrieblicher Umweltauswirkungen (Quelle: eigene)

Jede einzelne Umweltauswirkung lässt sich beginnend mit der Umwelteinwirkung als ökologische Wirkungskette 375 darstellen. Die Glieder einer solchen Kette bestehen aus der jeweiligen Umwelteinwirkung sowie den daraus resultierenden Umwelteffekten im Sinne einer Vertikalbetrachtung der gesamten Umweltauswirkung (vgl. Abb. 2-17). 376 Um die Wirkungen eines Unternehmens auf die natürliche Umwelt analysieren und beurteilen zu können, ist zunächst zu klären, welche Umwelteinwirkungsarten es durch seine Tätigkeiten verursachen kann. Dieser Zusammenhang wird durch den Begriff des Umweltaspektes beschrieben (Abb. 2-4). Gemäß der Norm EN ISO 14001 ist Umweltaspekt der „Bestandteil der Tätigkeiten oder Produkte oder Dienstleistungen einer Organisation, der auf die Umwelt einwirken kann“ 377. 374

375

376

377

Zu den Mechanismen bei Mehrfachauswirkungen, die von einer Umwelteinwirkung ausgelöst werden, siehe weiter unten in diesem Kapitel. Im Hinblick auf die Tatsache, dass Umweltwirkungen einen vernetzten Charakter aufweisen, wären Begriffe wie „Wirkungsnetz“ oder „Wirkungsbaum“ treffender als der vielfach in Literatur und Praxis verwendete Begriff „Wirkungskette“. Letzterer wird jedoch aus Verständlichkeitsgründen in dieser Arbeit beibehalten. Die Vertikalbetrachtung von Umweltwirkungen ist Gegenstand der „Wirkungsabschätzung“ (siehe dazu Kapitel 2.4.4.2.4.4). Österreichisches Normungsinstitut 2005a (EN ISO 14001:2004), S. 8. In dieser Norm sowie in der 2001 novellierten EMAS-Verordnung (EU 2001a) wird der Begriff des Umweltaspekts unscharf definiert. So wird die umweltrelevante betriebliche Tätigkeit, die beispielsweise stoffliche Emissionen verursacht, in den genannten Regelwerken ebenso unter dem Begriff des Umweltaspektes subsummiert, wie die emittierten Stoffe selbst (vgl. Österreichisches Normungsinstitut 2005a (EN ISO 14001: 2004), Anhang A, S. 19 und

Betriebliche Umweltwirkungen

72

Betriebliche Umwelteinwirkung

Betriebliche Umweltauswirkungen

Umweltaspekt Betriebliche Tätigkeit (Entscheidung, Handlung), Prozess, Produkt stofflich-energetische Wirkungsrichtung Kontext ökologische Bewertung Zusammenfassende Bezeichnung

Abb. 2-4: Auslösen betrieblicher Umweltwirkungen durch Umweltaspekt (Quelle: eigene)

2.4.2.1.1

Direkte und indirekte Umweltwirkungen als Betrachtungsobjekt

Als direkte Umweltaspekte378 werden jene umweltrelevanten Entscheidungen und Handlungen bezeichnet, die zur Erstellung einer betrieblichen Leistung ausgeführt werden, d.h. im eigenen Verantwortungsbereich liegen und daher vom Unternehmen selbst kontrolliert werden können. Solche Entscheidungen und Handlungen finden vor allem in Unternehmensbereichen wie Produktentwicklung, Beschaffung, Produktion/Recycling, Absatz und Transport/Logistik statt. Bei indirekten Umweltaspekten379 handelt es sich um umweltrelevante Tätigkeiten, die von Dritten in vor- und nachgelagerten Stufen der betrieblichen Leistungserstellung im Rahmen des ökologischen Produktlebenszyklus 380 ausgeführt werden. Diese Umweltaspekte des Unternehmens werden deshalb als indirekt bezeichnet, da das Unternehmen zwar mit den Marktteilnehmern (Lieferanten, Kunden, Entsorgern) in Beziehung steht und daher eine Mitverantwortung im Hinblick auf die getätigten Umwelteingriffe trägt, jedoch die Tätigkeiten, die diese Umweltwirkungen in den vor- und nachgelagerten Stufen auslösen, nicht direkt beeinflussen kann. Durch direkte und indirekte Umweltaspekte können entsprechend direkte oder indirekte Umwelteinwirkungen381 verursacht bzw. ausgelöst werden.

378 379 380 381

EU 2001a, S. 26 f.). In der gegenständlichen Arbeit wird der Begriff des Umweltaspektes jedoch enger, d.h. auf die umweltrelevante betriebliche Tätigkeit (Handlungen und Entscheidungen) sowie auf Produkte und Dienstleistungen (als Ergebnisse der betrieblichen Tätigkeit) ausgelegt. Die oben beispielhaft genannten Emissionen werden dem Begriff der Umwelteinwirkungen zugeordnet; ein Begriff, der in der Norm EN ISO 14001 oder der EMAS-Verordnung keine klare Entsprechung findet. Siehe auch EU 2001a, Anhang VI, S. 26 f. Siehe auch EU 2001a, Anhang VI, S. 26 f. Idealtypisch kann Zur begrifflichen Abgrenzung vgl. Prammer 1996, S. 215 f.

73 Eine betriebliche Umwelteinwirkung ist ein durch direkte oder indirekte Umweltaspekte ausgelöster Eingriff in die natürliche Umwelt zur Erstellung einer betrieblichen Leistung. Eine direkte betriebliche Umwelteinwirkung liegt dann vor, wenn die ausgelöste Umwelteinwirkung in einem unmittelbaren Zusammenhang mit den Entscheidungen und Handlungen des Unternehmens (direkter Aspekt, Standort) steht. Hierzu zählen auch Einwirkungen, die außerhalb des Betriebsstandortes ausgelöst werden, wie dies etwa bei Güter- und Personentransporten mit dem eigenen Fuhrpark der Fall ist oder bei Vertragsleistungen, die beim Kunden erbracht werden. Darüber hinaus entstehen betriebliche Umwelteinwirkungen auch bei der Herstellung von Vorprodukten, in der Produktnutzungsphase oder etwa in der Entsorgungsphase (indirekte Aspekte). So werden durch die Entscheidung des Unternehmens für ein bestimmtes Vorprodukt die Umwelteinwirkungen bis zur Verwendung des Vorproduktes sowie nach der Vermarktung des Endproduktes (Nutzung, Recycling/ Entsorgung) in einem gewissen Rahmen vorbestimmt, die tatsächlichen Umwelteinwirkungen hängen aber vom Verhalten der Lieferanten, Kunden und Entsorger ab. Hierbei handelt es sich jedoch um indirekte betriebliche Umwelteinwirkungen, die in vor- und nachgelagerten Stufen der betrieblichen Leistungserstellung von Dritten ausgelöst werden und vom Unternehmen nicht unmittelbar beeinflusst werden können. 382 Für die vorliegende Arbeit sind sowohl die direkten als auch die indirekten Umweltwirkungen eines Unternehmens von Bedeutung. Einen zusammenfassenden Überblick über die einzelnen Ausprägungen gibt Abb. 2-5. Umweltwirkungen im Entscheidungs- und Handlungskontext des ökologischen Produktlebenszyklus in Vor- oder Nachstufen des im Unternehmen Unternehmens selbst ausgelöst von Dritten ausgelöst (direkter Umweltaspekt) (indirekter Umweltaspekt) Stellung der Umweltwirkungen in der Wirkungskette

Eingriff in die natürliche Umwelt am Beginn der Wirkungskette

Direkte Umwelteinwirkung

Indirekte Umwelteinwirkung

Reaktion der natürlichen Umwelt

Direkte Umweltauswirkung

Indirekte Umweltauswirkung

Abb. 2-5: Betriebliche Umweltwirkungen nach Entscheidungs- und Handlungskontext sowie nach Stellung in der Wirkungskette (Quelle: eigene) 382

Zu Umweltwirkungen in vor- und nachgelagerten Stufen der betrieblichen Leistungserstellung siehe auch die Ausführungen zur Umweltbilanzierung in Kapitel 2.4.4.1.2.

74 2.4.2.1.2

Die Hauptarten betrieblicher Umwelteinwirkungen

Die mit der Inanspruchnahme der Leistungspotentiale der natürlichen Umwelt erforderlichen Eingriffe können in drei Hauptarten unterschieden werden (Abb. 2-6): 383 (1) Entnahme von Rohstoffen und Energie aus der natürlichen Umwelt; (2) Unerwünschter Eintrag (Emissionen) oder erwünschter Eintrag von Stoffen und Energie in die natürliche Umwelt sowie (3) Eingriff in die Struktur der natürlichen Umwelt. Hauptarten von betrieblichen Umwelteinwirkungen

Dispersion Immission

stofflich

stofflich

Dispersion/ Transmission/ Immission

energetisch

Dispersion Immission

(3) Eingriff in die Struktur der natürlichen Umwelt Eingriff in die wasserbauliche Struktur

energetisch regenerativ

nicht regenerativ

solarer Ursprung

nicht solarer Ursprung

nicht regenerativ

regenerativ

(2) Eintrag von Stoffen und Energie in die natürliche Umwelt Unerwünschter Eintrag Erwünschter Eintrag (Emissionen)

Eingriff in die landschaftliche und geotechnische Struktur

(1) Entnahme von Rohstoffen und Energie aus der natürlichen Umwelt Stofflich gebundene Rohstoffe Energie 384

Abb. 2-6: Hauptarten von betrieblichen Umwelteinwirkungen und ihre ökologisch relevanten Charakteristika (Quelle: eigene)

ad (1): Die Entnahme von Rohstoffen und Energie steht am Beginn einer Kette von stofflichen und energetischen Umwandlungsprozessen im Zuge des ökologischen Produktlebenszyklus. Zu den nicht regenerierbaren Rohstoffen zählen Salze, Steine, Erden und Erze, die allesamt für nicht-energetische Nutzungen vorgesehenen sind. Einer der zurzeit wichtigsten nicht regenerierbaren Rohstoffe ist Rohöl, das insofern eine Sonderstellung einnimmt, als es für energetische und nicht-energetische Nutzungen vorgesehen ist. Auch Biomasse385 kann als regenerierbarer Rohstoff energetisch und nicht-energetisch genutzt werden. 383

384

385

Zur Systematisierung von Umwelteinwirkungen vgl. auch Prammer 1995, S. 218 ff. und Prammer 1996, S. 213 ff. Die einzige, nicht stofflich gebundene Energieform, die innerhalb der Sphäre der natürlichen Umwelt „entnommen“ werden kann, aber keine Umwelteinwirkung darstellt, ist die aus der natürlichen Rahmenwelt stammende direkte Strahlungsenergie der Sonne. Ein bestimmter Anteil der in erdgeschichtlichen Zeiträumen an die natürliche Umwelt abgegebenen solaren Strahlung wird in fossil biogenen Energieträgern – stofflich-chemisch gebunden – gespeichert. Solare Strahlung der jüngeren Vergangenheit (sowie im jahreszeitlichen Kontext) tritt ebenso in stofflich gebundener Form auf, hier jedoch als sogenannte Biomasse. Unter Biomasse werden Stoffe organischer Herkunft, d.h. kohlenstoffhaltige Stoffe zusammengefasst. Biomasse beinhaltet damit Phyto- und Zoomasse (Pflanzen und Tiere), Exkremente und Bestandsabfall der Phytomasse (z.B. Stroh, Restholz) und der Zoomasse sowie alle kohlenstoffhaltige Stoffe, die durch eine

75 Energie kann in regenerativer und nicht regenerativer Form auftreten. Zu den nicht regenerierbaren Energieträgern zählen alle fossil biogenen (Erdöl, Erdgas, Kohle) sowie fossil mineralischen (Uranerze) Energieträger. Zu den regenerierbaren Energien zählen neben der geothermischen Energie und der Gezeitenenergie alle indirekten Erscheinungsformen von Sonnenenergie. Letztere treten als Erwärmung der Erdoberfläche und Atmosphäre (Wärme in Atmosphäre, Meeren und an der Erdoberfläche mit den Folgeerscheinungen der Wasser-, Wind- und Wellenenergie) sowie als nachwachsend biogene Energieträger (Biomasse) in Erscheinung. Während die Sonnenenergie in den Umweltmedien physikalisch gespeichert ist, ist sie in der Biomasse chemisch gebunden. Da die Energie sowohl bei fossil biogenen als auch bei nachwachsend biogenen Energieträgern chemisch gebunden ist, ist technologisch bedingt - jede Umwandlung dieser Energieformen mit der Dissipation bestimmter stofflicher Emissionen wie etwa Kohlenstoffdioxid verbunden. Unter der Perspektive der ökologischen Nachhaltigkeit sind daher an solche Umwandlungstechnologien besondere Anforderungen zu stellen. ad (2): Emissionen können als stoffliche oder energetische Einträge auftreten. Sie repräsentieren unerwünschte outputseitige Umwelteinwirkungen am Ort der Entstehung386. Durch Transmission (Transport) und Dispersion (Verteilung) breiten sich Emissionen aus und können als Immissionen auf die Umwelt einwirken (Umwelteinwirkung i.e.S.). Von Immissionen 387 wird dann gesprochen, wenn Schadstoffe 388 oder Schadenergie 389 einwirken. Immissionen repräsentieren somit bestimmte outputseitige Umwelteinwirkungen am Ort des Empfängers. In die umwelt(betriebs)wirtschaftliche Diskussion werden erwünschte Einträge bislang nicht systematisch einbezogen. Bei erwünschten Einträgen handelt es sich beispielsweise um die Ausbringung von Kunstschnee, Saatgut, Dünge- und Pflanzenschutzmitteln wie auch um Erschütterungen als energetischer Eintrag. Im Hinblick auf die Hauptcharakteristika und

386 387

388

389

technische Umwandlung und/oder stoffliche Nutzung entstehen (z.B. Schwarzlauge, Papier und Zellstoff, Schlachthofabfälle, Küchenabfälle, Pflanzenöl, Alkohol). Vgl. Kaltschmidt/Wiese/Streicher 2003, S. 629. In einer weiter gefassten (nicht gängigen) Begriffsauslegung zählt auch der Mensch selbst zur Biomasse. Zur Begriffsdefinition von „Emission“ siehe auch Kapitel 2.4.3.2 dieser Arbeit. Immission ist die Einwirkung emittierter Schadstoffe und Schadenergie (etwa Lärm oder ionisierende Strahlung) auf Menschen, Tiere, Pflanzen (Ökosysteme), die Umweltmedien oder Sachgüter. Das Ausmaß der Einwirkung hängt von der Verweildauer und Konzentration der Schadstoffe bzw. Schadenergie ab. Als Messgröße von Schadstoffen dienen vielfach Konzentrationsmaße, die um die zeitliche Dimension (Einwirkdauer) ergänzt werden können (ausführlich hierzu Hulpke/Koch/ Wagner 1993, S. 353 ff.). Zur weiten Begriffsdefinition von „Schadstoff“ siehe Kapitel 2.3.1 („Schadstoffregel“), zur engeren Auslegung („toxikologische Einordnung“) siehe Kapitel 2.4.2.1.4. Schadenergien sind energetische Komponenten, die bei Einwirkung auf Ökosysteme oder bei Aufnahme durch lebende Organismen oder bei Einwirkung auf Sachgütern Schadwirkungen hervorrufen oder hervorrufen können.

76 Wirkungsmechanismen der erwünschten Einträge wird auf die obige Skizzierung der unerwünschte Einträgen (Emissionen) verwiesen. ad (3): Die häufigste Form für Eingriffe in die Struktur der natürlichen Umwelt ist die Beanspruchung von Flächen für Gebäude und Infrastruktur (Strassen, Einrichtungen für Wasser- und Energietransporte). So zählt etwa die Zerstörung von Ökosystemen als Folge einer Rohstoffentnahme 390 durch den eigenen Betrieb und der Verbrauch von Landschaftsfläche und -raum durch eine betriebseigene Deponie zu den direkten Eingriffen in Struktur der natürlichen Umwelt vor. Erfolgen solche Eingriffe seitens Lieferanten oder Entsorger, so handelt es sich um indirekte strukturelle Eingriffe. Um die auf der Ebene der Umwelteinwirkungen physikalisch zu messenden Merkmale zu betonen, wird statt dem (langen) Begriff der betrieblichen Umwelteinwirkung auch der (kurze) Begriff der Indikatoren391 verwendet. Um den Indikator-Begriff im Hinblick auf die Input-Output-Systematik der Hauptarten betrieblicher Umwelteinwirkungen zu ergänzen, wird unterschieden in: (a) Input-Indikatoren: Indikatoren, die die Auswirkung von stofflich-energetischen Entnahmen aus der natürlichen Umwelt abbilden; (b) Output-Indikatoren: Indikatoren, die die Auswirkung von stofflich-energetischen Einträgen in die natürliche Umwelt abbilden; (c) Standort-Indikatoren: Indikatoren, die die Auswirkung von Eingriffen in die Struktur der natürlichen Umwelt abbilden 392. Für die Zwecke der ökologischen Bewertung sind die Input- und Output-Indikatoren weiters im Hinblick auf deren direkten oder indirekten Umweltbezug zu unterscheiden. Stoff- und Energieflüsse, die direkt aus der natürlichen Umwelt entnommen bzw. direkt in sie abgegeben werden, werden durch sog. „Umwelt-Indikatoren“ repräsentiert. Stoff- und Energieflüsse wie Materialien oder Emissionen und marktfähige Produkte, die nicht direkt aus der natürlichen Umwelt sondern aus betrieblichen Vorstufen stammen bzw. nicht direkt in die natürliche Umwelt, sondern in die betrieblichen Nachstufen gelangen, werden durch sog. „TechnoIndikatoren“ repräsentiert. Während Umwelt-Indikatoren bei der Betrachtung von Betrieben,

390

391 392

Als Beispiel können die nicht nachhaltige großflächige Abholzung von tropischen Regenwäldern oder die Gewinnung von Öl und Gas in bestimmten ökologisch sensiblen Gebieten der Erde genannt werden. Vgl. Prammer 1996, S. 216. Die Eingriffe in die Struktur der natürlichen Umwelt findet zwar in der Systematik der Umweltwirkungen hier (noch) ihre Berücksichtigung, sie werden jedoch aufgrund der Fokussierung der stoff- und energieflussinduzierten Umweltwirkungen im Zuge der weiteren Arbeit vernachlässigt.

77 Prozessen und Produkten als zu bewertende Größen relevant sind, treten Techno-Indikatoren nur bei Betrieben und Prozessen als relevante, zu bewertende Größen auf (Tab. 2-1). 393 Umweltbezug

Stoff- und Energiefluss aus der natürlichen Umwelt in den Betrieb („Entnahme“) Stoff- und Energiefluss aus dem Betrieb in die natürliche Umwelt („Eintrag“)

Flussrichtung

direkter Stoff- und Energiefluss

indirekter Stoff- und Energiefluss (Vorstufen, Nachstufen)

InputUmwelt-Indikator

InputTechno-Indikator

OutputUmwelt-Indikator

OutputTechno-Indikator

Tab. 2-1: Unterscheidung von Input- und Output-Indikatoren nach deren Bezug zur natürlichen Umwelt (Quelle: eigene)

Konkrete Anhaltspunkte für eine tiefer gehende Gliederung der systematisierten Indikatoren in der betrieblichen Praxis liefern die jeweiligen Umweltaspekte. 394

2.4.2.1.3

Die Hauptarten betrieblicher Umweltauswirkungen

Bezugnehmend auf die drei Hauptarten der Umwelteinwirkung können somit drei Hauptarten von Umweltauswirkungen unterschieden werden: (1) Veränderung des Ressourcenbestandes, (2) Veränderung der stofflichen Zusammensetzung der natürlichen Umwelt und (3) Veränderung von Ökosystemen und Landschaftsbildern (Abb. 2-7). Art, Ausmaß und Eigenschaften der Umwelteinwirkungen bestimmen dabei die Eigenschaften der Umweltauswirkungen als spezifische Veränderungen der natürlichen Umwelt 395. Umweltauswirkungen können 396 - kurz-, mittel- oder langfristig; - synergetisch 397 oder antagonistisch; 393

394

395

396

Im Hinblick darauf, dass in der weiteren Konzeption dieser Arbeit die stoff- und energieflussinduzierten Umweltwirkungen im Mittelpunkt stehen, werden Standortindikatoren bereits in Tab. 2-1 ausgeblendet. In Vorwegnahme der Diskussion über die Internalisierung externer Umweltkosten (Kapitel 3.4.) können die Input- und Output-Indikatoren in kosteninternalisierte und nicht kosteninternalisierte Indikatoren unterschieden werden. Kosteninternalisierte Indikatoren sind jene direkt oder indirekt betrieblich ausgelösten Stoff- und Energieflüsse, deren Wertkomponente („Kosten“) bereits im Rechnungswesen ihren Niederschlag gefunden haben. Nicht kosteninternalisierte Indikatoren sind jene direkt oder indirekt betrieblich ausgelösten Stoff- und Energieflüsse, die mit negativen Umweltwirkungen einhergehen und deren Wertkomponente noch keinen Eingang in das Rechnungswesen gefunden haben. Betriebliche Umweltauswirkungen können somit (in der Praxis mitunter nur teilweise) auf die direkten oder indirekten Umweltaspekte der betrieblichen Leistungserstellung zurückgeführt werden. Vgl. Umweltbundesamt Berlin 1999, S. 1 f.

78 - sofort oder (stark) zeitversetzt 398; - reversibel oder irreversibel; - ständig oder nur vorübergehend; - kumulativ 399 oder schwellenwertbezogen sein, wobei zwischen Quelle und den ausgelösten Wirkungen große Entfernungen liegen können (Distanzproblem). Deshalb treten bei einer ökologisch angemessenen Abbildung unterschiedliche Erfassungs- und Zuordnungsprobleme auf. Hinzu kommt, dass viele Zusammenhänge zwischen Quelle und Auswirkung aufgrund ihrer Komplexität noch nicht ausreichend erforscht sind (Diffusionsproblem). 400 Hauptarten von betrieblichen Umwelteinwirkungen (1) Entnahme von Rohstoffen und Energie

(2) Einträge von Stoffen und Energie

(3) Eingriffe in die Struktur der natürlichen Umwelt (Ökosysteme, Landschaftsbilder)

Hauptarten von betrieblichen Umweltauswirkungen (1) Veränderung des Ressourcenbestandes

(2) Veränderung der stofflichen Zusammensetzung der natürlichen Umwelt

(3) Veränderung von Ökosystemen und Landschaftsbildern

Abb. 2-7: Ökologische Bewertung von betrieblichen Umweltauswirkungen (Quelle: eigene)

Der räumlichen Ausdehnung von Umweltwirkungen wird eine besondere Bedeutung zugemessen. Umwelteinwirkungen können über ihre Auswirkungen in unterschiedlicher Entfernung vom Verursacher Bedeutung für die natürliche Umwelt erlangen. Während etwa Schallemissionen in der Regel einen lokalen Wirkungsradius aufweisen, können sich bestimmte stoffliche Emissionen über den Nahbereich eines Emittenten hinaus in den Umweltmedien verbreiten und sich regional oder global ökologisch negativ bemerkbar machen (Abb. 2-8). Um einen Vergleich von betrieblicher Tätigkeit (Produkt, Prozess, Unternehmen) im Hinblick auf die von ihr ausgehenden Umweltwirkungen und/oder einen Zeitvergleich vornehmen zu können, müssen die von den Untersuchungsobjekten ausgehenden Umwelteinwirkungen mengenmäßig erfasst, sowie im Hinblick auf ihre unterschiedlichen Auswirkungen analysiert und bewertet werden, also in einen Wert als einheitlichen Maßstab übergeführt werden 401.

397 398 399 400 401

Vgl. Hallay 1989, S. 19, Veit 1990, S. 475 und Ewers 1986, S. 14. Hierzu ausführlich Möller 1986, S. 572 und Widenmayer 1981, S. 213. Vgl. Hallay 1989, S. 19 und Picot 1977, S. 142. Vgl. Ewers 1986, S. 14 und Schulz/Wicke 1987, S. 111. Siehe hierzu in Kapitel 2.4.4.2.

79 Das Ziel der Bewertung ist es, dem Umweltmanagement Entscheidungsgrundlagen über betrieblich induzierte ökologisch negative Umweltwirkungen bzw. Umweltprobleme zu liefern 402, damit es einen Beitrag zu ihrer Vermeidung, Verminderung oder Beseitigung leisten kann (Abb. 2-9). 403 Hauptarten von betrieblichen Umwelteinwirkungen Hauptarten von betrieblichen Umweltauswirkungen

Räumliche Ausdehnung von betrieblichen Umweltwirkungen - Lokale Umweltwirkungen - Regionale Umweltwirkungen - Globale Umweltwirkungen Abb. 2-8: Räumliche Ausdehnung von betrieblichen Umweltwirkungen (Quelle: eigene)

Für die Identifikation und Bewertung von betrieblichen Umweltwirkungen müssen jedoch einige Voraussetzungen vorliegen. Zunächst muss ein veränderter Umweltzustand für den Menschen erkennbar und erklärbar sein, d.h. die ökologische Wirkungskette muss bis zum betrachteten ökologischen Wirkungsendpunkt intersubjektiv nachvollziehbar sein404. Damit sind vor allem jene Effekte (im Sinne der Vertikalbetrachtung einer Umweltauswirkung) angesprochen, die bis zum ökologischen Wirkungsendpunkt 405 einer Wirkungskette auftreten. Zugleich sollen die Effekte dem Umweltaspekt als auslösendem Faktor (noch) verursachungsgerecht zugeordnet werden können, was die Länge der zu betrachtenden Wirkungskette 402

403

404

405

Ökologisch negative Umweltwirkungen repräsentieren jene - mittels ökologisch-naturwissenschaftlicher Methoden abgeschätzten - Umweltwirkungen, die durch die Tätigkeit eines einzelnen Unternehmens direkt (Standort) oder indirekt (Produkt) verursacht werden. Umweltprobleme sind das Resultat wirtschaftlicher Tätigkeiten, die (a) in der Regel von vielen Verursachern ausgelöst werden (bestimmte Branchen, bestimmte Technologieanwender, Konsumenten mit bestimmten Verhaltensmustern u.v.m) und (b) von der Gesellschaft als ökologisch unerwünschte Zustände oder Ereignisse beurteilt werden. Die Ausführungen zur ökologischen Knappheit haben deutlich gemacht, dass die natürliche Umwelt zurzeit nicht nachhaltig, d.h. auf zu hohem Niveau genutzt wird. Eine ökologische Bewertung auf Grundlage von Ökosystem-Modellen, die die Umweltwirkungen vollständig abbilden, ist nach heutigem Stand der Umweltwissenschaften nicht möglich (vgl. Umweltbundesamt Berlin 2000, S. A1-16). Daraus darf jedoch nicht abgeleitet werden, dass eine Integration von Umweltaspekten in das betriebliche Informations- und Entscheidungsinstrumentarium nicht zu bewerkstelligen ist. Ziel einer ökologieorientierten Unternehmensführung muss es sein, relevante Umweltwirkungen zu erfassen, angemessen abzubilden und entscheidungsrelevant zu bewerten (vgl. Schaltegger/ Sturm 1992, S. 52). Der ökologische Wirkungsendpunkt ist jener Bestandteil der natürlichen Umwelt einschließlich der menschlichen Gesundheit, bis zu dem die ökologische Wirkungskette betrachtet wird und bis zu dem die Anwendung von Klassifizierungs- und Charakterisierungsmodellen (noch) technisch-naturwissenschaftlich gültige Aussagen zulässt. Vgl. hierzu Österreichisches Normungsinstitut 2000a (EN ISO 14042:2000), S. 4 u. S. 9. Ausführlich zur Klassifizierung und Charakterisierung als Teilschritte der Wirkungsabschätzung in Kapitel 2.4.4.2.4.4. dieser Arbeit.

80 begrenzt und die Bewertung der betrachteten Umwelteffekte ermöglicht, zugleich aber die Bewertung grundsätzlich erkennbarer, aber nicht oder nur unzureichend zuordenbarer Umwelteffekte erschwert. Hauptarten von betrieblichen Umwelteinwirkungen Hauptarten von betrieblichen Umweltauswirkungen

Bewertete Umweltwirkungen - Ökologisch negative Umweltwirkung - Ökologisch neutrale Umweltwirkung - Ökologisch positive Umweltwirkung Abb. 2-9: Ökologische Bewertung von betrieblichen Umweltwirkungen - Bewertung im Hinblick auf entstandene Resultate (Quelle: eigene)

2.4.2.1.4

Die Bewertung von Umweltwirkungen im Kontext der „kritischen ökologischen Nachhaltigkeit“

Vor der Bewertung einer ökologischen Veränderung aufgrund betrieblicher Tätigkeit(en) muss der erwünschte ökologische Zustand spezifiziert sein, d.h. (1) die ökologischen Schutzgüter, (2) das angestrebte Schutzniveau bzw. Umweltqualitätsziel und (3) der Zeitraum, für den der Schutz gelten soll, müssen festgelegt sein. Letztlich muss im Hinblick auf den Bewertungsvorgang (4) der Maßstab, wie die Messung des Erreichungsgrades erfolgen soll („Messvorschrift“), bestimmt werden. Erst wenn diese Festlegungen explizit getroffen wurden, lassen sich Aussagen darüber treffen, welche Veränderungen der natürlichen Umwelt in welchem Ausmaß, in welchem Zeitraum und in welche Richtung (ökologisch positiv, ökologisch neutral oder ökologisch negativ; Abb. 2-9) vorliegen. Wird ein ökologisches Schutzgut beeinträchtigt, so ist diese Veränderung als umso bedeutender einzustufen, je höher bzw. negativer diese Beeinträchtigung ist. ad (1) Ökologische Schutzgüter: In vielen Ländern werden übergeordnete ökologische Schutzgüter in den umweltrechtlichen Normen explizit genannt und verankert. Einen besonderen Stellenwert nehmen hierbei in der Regel die biosphärischen Elemente der natürlichen Umwelt ein406. Die diesbezügliche internationale Ökobilanz-Diskussion407 in den 406

So wird in österreichischen, deutschen und Schweizer Rechtsnormen den biosphärischen Elementen ein größerer ökologischer Stellenwert beigemessen als den nicht-biosphärischen Elementen. Dies zeigt sich etwa darin, dass die Umweltmedien Wasser, Boden und Luft in den einschlägigen Rechtsnormen nicht als

81 1990er Jahren wurde durch den Konsens der beteiligten Schlüsselakteure 408 (vorläufig) beendet und hat ihren Niederschlag in der Norm EN ISO 14042 409 gefunden. So werden etwa übereinstimmend die menschliche Gesundheit, die Struktur und Funktion von Ökosystemen und die natürlichen Rohstoff- und Energieressourcen410 als übergeordnete Schutzgüter angesehen 411. Die SETAC-Europe fügt zu den drei genannten Schutzgütern 1999 noch das Schutzgut „man made environment“ (Kultur- und Wirtschaftsgüter sowie immanente Werte) 412 hinzu. ad (2) Schutzniveau bzw. Umweltqualitätsziel: In dieser Arbeit werden zwei Niveaus von Umweltqualitätszielen unterschieden. Das höhere Schutzniveau liegt im Vorfeld potentieller Umweltschädigungen und Umweltbelastungen i.w.S. (siehe ökologische Verknappung, Umweltbelastung i.e.S. und Störung in Abb. 2-10) und wird – unter Beachtung der Kapazitätsgrenzen im Sinne einer kritischen ökologischen Nachhaltigkeit (Kapitel 2.3) – als „Umweltqualitätsziel der ökologischen Nachhaltigkeit“ bezeichnet: Dieses Umweltqualitätsziel erlaubt lediglich ökologisch positive und ökologisch neutrale Umweltwirkungen413, d.h.

407 408

409

410

411

412 413

übergeordnetes Schutzgut betrachtet werden, sondern dass das Motiv zum Schutz der Umweltmedien von biosphärischen Elementen als übergeordnetes Schutzgut abgeleitet wird (d.h. also nicht, dass der Schutz der Umweltmedien als solche in Frage gestellt ist, sondern nur, dass diese nicht um ihrer selbst willen geschützt werden). So stellt etwa das Absinken des pH-Wertes in einem bestimmten Gewässer nicht eine ökologisch negative Umweltwirkung per se dar, sondern nur in Bezug auf die Auswirkungen auf die Biozönose dieses Gewässers als übergeordnetes Schutzgut. Vgl. ausführlich Umweltbundesamt Berlin 2000, S. 13. Zu Begriff und Entwicklung des Instrumentes „Ökobilanz“ siehe Kapitel 2.4.4.1.2.2. In der Ökobilanzdiskussion sind vor allem das Umweltbundesamt Berlin und die SETAC-Europe (Society of Environmental Toxicology and Chemistry) als Schlüsselakteure aufgetreten. Ihre Vertreter haben als Mitwirkende in den nationalen und internationalen Normungsgremien die Arbeitsergebnisse maßgeblich beeinflusst (vgl. Prammer 1995, S. 231 ff.). In diesen Prozess war auch das Institut für Wirtschaft und Ökologie der Universität St. Gallen IWÖ-HSG gestaltend und koordinierend eingebunden: Ein im Jahr 1996 gemeinsam mit dem Umweltbundesamt Berlin sowie Vertretern der Industrie, der Wissenschaft, der Umwelt- und Verbraucherverbände, der Gewerkschaften und staatlicher Umweltschutzstellen in Deutschland und der Schweiz begonnenes Projekt zum Themengebiet „Bewertung in Ökobilanzen“ konnte - nach längerer kontroversieller Diskussion - im Jahr 1998 konsensual beendet werden (ausführlich hierzu: Institut für Wirtschaft und Ökologie der Universität St. Gallen 1999). Die Norm EN ISO 14042:2000 (Österreichisches Normungsinstitut 2000a) wurde inzwischen – gemeinsam mit den Normen EN ISO 14041:1999 (Österreichisches Normungsinstitut 1999) und EN ISO 14043:2000 (Österreichisches Normungsinstitut 2000b) – von der Norm EN ISO 14044:2006 (Österreichisches Normungsinstitut 2006b) abgelöst. Da die Schonung dieser natürlichen Ressourcen – vor dem Hintergrund der intergenerativen Gerechtigkeit – ein unverzichtbarer Grundsatz einer ökologisch nachhaltigen Entwicklung darstellt, werden sie als übergeordnetes ökologisches Schutzgut betrachtet (vgl. Umweltbundesamt Berlin 2000, S. 13). Vgl. Österreichisches Normungsinstitut 2000a (EN ISO 14042:2000), S. 4 u. S. 9, Umweltbundesamt Berlin 2000, S. 13 und Consoli et al. [“Code of Practise” der SETAC] 1993. Vgl. SETAC-Europe 1999, S. 70. Es ist unstrittig, dass mit bestimmten räumlich, zeitlich und/oder sachlich abgegrenzten Handlungen positive Umweltauswirkungen erzielt werden können. Dazu gehören - nach dem Stand der Technik ausgeführte Maßnahmen des sanierenden oder kompensierenden Umweltschutzes. Ob jedoch menschliche Handlungen bei Betrachtung aller hierbei ausgelösten Umweltwirkungen („cradle-to-grave-Betrachtung“) überhaupt ökologisch positiv bzw. ökologisch „wertschöpfend“ sein können, ist nach wie vor strittig. So beteiligt sich der Mensch durch Produktion und Konsum aus dem Blickwinkel des 2. Hauptsatzes der Thermodynamik und dessen stofflicher Interpretation (vgl. Georgescu-Roegen 1971) grundsätzlich an der Beschleunigung

82 Umweltwirkungen aus denen (noch) keine Umweltbelastungen i.w.S. resultieren. Die ökologische Belastungsgrenze ist die obere Grenze für ökologisch neutrale Umweltwirkungen. Das niedrigere Schutzniveau bildet das „Umweltqualitätsziel der ökologischen Schadlosigkeit“ und bedeutet, dass Umwelteinwirkungen in einem Ausmaß getätigt werden können, sodass zwar die oben genannten Verknappungen, Belastungen oder Störungen auftreten können, jedoch (noch) keine Schadwirkungen für Organismen414 und Ökosysteme im Kontext (bio-)chemisch-physikalischer Regelkreise. Die ökologische Schadensschwelle bzw. Grenze der ökologischen Tragfähigkeit bildet hierbei die untere Schadwirkungsgrenze (Abb. 2-10). (3) ad Schutzzeitraum: Als einheitlicher Schutzzeitraum für die unter (1) genannten Güter ist in Bezugnahme auf die Definition der natürlichen Umwelt in Kapitel 2.2 - ein für Menschen vorstellbarer Zeitraum festzulegen. (4) ad „Messvorschrift“: Als Maßstab zur Messung von Ergebnissen dienen umweltorientierte Bewertungsverfahren, wie sie im Kapitel 2.4.4.2 analysiert und beschrieben werden. An den festgelegten Schutzgütern und dem angestrebten Schutzniveau lässt sich erkennen, welches umweltethische Weltbild vorliegt.415 Aus rein anthropozentrischer Betrachtung wäre eine

414

415

eines natürlich ablaufenden Prozesses, nämlich der laufenden Erhöhung der stofflichen und energetischen Dissipation. Eine „0“-Wirkung kann demnach nur durch Unterlassung einer Handlung erreicht werden. Auch mit Umweltschutzmaßnahmen kann lediglich eine Dissipationsminderung über den Zeitablauf, also eine „relative Umweltschonung“ erreicht werden (vgl. Strebel 1980, S. 27 ff.). Mit anderen Worten: Auch in diesen Fällen treten - gesamthaft gesehen - ökologisch negative Umweltwirkungen auf, wenn auch auf niedrigem Niveau. Werden ökologisch wertschöpfende Handlungen grundsätzlich verneint, so verneint man die Erreichbarkeit einer ökologisch nachhaltigen Wirtschaft (wovon in der vorliegenden Arbeit jedoch ausgegangen wird), in deren Mittelpunkt die Entwicklung einer solar getriebenen Technosphäre steht, deren innere Strukturen und Prozesse zwar naturfern angelegt sein können, deren Außenverhältnis zur Ökosphäre aber ökologisch kompatibel und stabil zu halten ist. So führt etwa eine zirka sechsstündige Exposition mit Ozon bei Schulkindern und Erwachsenen mit Werten von 160 - 300 ȝg/m3 Luft zu subjektiven Befindlichkeitsstörungen wie Tränenreiz (verursacht durch die Begleitstoffe des Ozons), Reizung der Atemwege, Kopfschmerzen sowie zu entzündlichen Reaktionen des Lungengewebes und Veränderungen der Lungenfunktionsparameter, die im allgemeinen reversibel sind (gesundheitliche Belastung). Bei extrem hohen Ozonkonzentrationen, wie sie bspw. in Los Angeles in den 1980-er Jahren gemessen wurden (etwa 1985 an ca. 70 Tagen Ozon-Stundenmittel von über 400 ȝg/m3 Luft), treten nach mehrjährigem Aufenthalt und Exposition bei einem Teil der Bevölkerung persistente und teilweise irreversible Verschlechterungen der Lungenfunktion ein (gesundheitlicher Schaden). Vgl. ausführlich hierzu Umweltbundesamt Berlin 2000, S. A1-40 f. Wie umfassend die Verantwortung im Umweltmanagement definiert werden kann bzw. notwendigerweise zu definieren ist, wird in verschiedenen umweltethischen Ansätzen zum Ausdruck gebracht. Hierbei kann unterschieden werden zwischen einer anthropozentrischen Umweltethik (Verantwortung für den Schutz des Menschen; der Wert der Umwelt wird aus der Nutzenstiftung für den Menschen definiert), einer pathozentrischen Umweltethik (Verantwortung für den Schutz aller leidensfähigen Lebewesen), einer biozentrischen Umweltethik (Verantwortung für den Schutz aller Lebewesen und Pflanzen) sowie einer holistischen Umweltethik (Verantwortung für alle Elemente der natürlichen Umwelt ohne Wertdifferenzierung). Vgl. Stitzel 1991, S. 101 ff. Diese Festlegungen hängen entscheidend von der moralisch-ethischen Einstellung der Bewertungsakteure im Kontext der Grundwerte der Gesellschaft ab. Nach Hofstetter wird ein Wertesystem von drei Faktoren bestimmt, und zwar (1) vom gesellschaftlichen Referenzsystem (Kultur,

83 Veränderung eines Umweltzustandes nur dann als relevant anzusehen, wenn alleine die menschliche Existenz und Gesundheit beeinträchtigt wird. In der vorliegenden Arbeit wird jedoch von einem „moderaten Anthropozentrismus“416 ausgegangen. Damit wird den nichtmenschlichen Naturelementen - insbesondere den biosphärischen Elementen - ein wie immer gearteter Eigenwert zugemessen, zugleich aber eingeräumt, dass der Mensch in Bezug auf die Belange dieser Eigenwertigkeit nicht umhin kann, nach menschlich-ethischem Maß zu messen, um zu einem verantwortlichen Umgang mit der natürlichen Umwelt zu gelangen.

Abb. 2-10: Ökologische Bewertung der Wirkungsendpunkte als Grundlage für die ökologische Bewertung der betrieblichen Umwelteinwirkungen im Kontext der ökologischen Nachhaltigkeit (Quelle: eigene)

Nicht jeder Eingriff in die natürliche Umwelt führt zwangsläufig zu einem ökologisch negativen bzw. ökologisch inkompatiblen Ergebnis417. So liegt ein ökologisch positives Ergebnis vor, wenn beispielsweise die Pflanzung von Laubhölzern bei bestehender Nadelholz-Monokultur zur Wiederherstellung eines Mischwaldes in einem Erholungsgebiet geführt hat (Eingriff in die Struktur der natürlichen Umwelt zur Wiederherstellung der biologischen

416

417

Religion), (2) vom individuellen Wertsystem innerhalb des Referenzsystems (Lebensstil) und (3) vom Wertewandel über den Zeitablauf. Vgl. Hofstetter 1996, S. 123 ff. Im Schrifttum wird diese umweltethische Position auch als „anthropo-relational“ (vgl. Kemper 2001, S. 24 ff.) oder „anthroponom“ (vgl. Teutsch 1988, S. 60 und Auer 1988, 31 ff.) bezeichnet. Ein ökologisch (un)erwünschtes Resultat ist ein Resultat, das die Gesellschaft als (nicht) erwünschten Zustand am Wirkungsendpunkt einer Umweltwirkungskette betrachtet. Die Begriffe „ökologisch unerwünschtes Resultat“ und „ökologisch negatives Resultat“ werden synonym verwendet.

84 Vielfalt) oder wenn etwa durch Sanierungsmaßnahmen die Kontamination eines Grundwasserkörpers verringert bzw. beseitigt werden konnte.418 Auch Tätigkeiten, die nicht unmittelbar auf die Verbesserung des Umweltzustandes abzielen, führen nicht zwangsläufig zu einer ökologischen Überbeanspruchung, sondern können ökologisch neutral sein, und zwar dann, wenn die Umweltbeeinflussung innerhalb der Kapazitätsgrenzen der ökologischen Nachhaltigkeit liegt.419 Werden diese Kapazitätsgrenzen hingegen überschritten, so sind die Eingriffe als ökologisch negativ zu bewerten. Bezugnehmend auf die drei Hauptarten der Umwelteinwirkung und die oben genannten zwei Schutzniveaus werden sechs Arten ökologisch unerwünschter Ergebnisse unterschieden, und zwar gemäß den drei Hauptarten der Umwelteinwirkung (1) ökologische Verknappungen natürlicher Ressourcen und ökologischer Verknappungsschaden, (2) Umweltbelastungen i.e.S. und Umweltschäden sowie (3) Störungen und Zerstörungen (siehe Abb. 2-11). Hauptarten von betrieblichen Umwelteinwirkungen (1) Entnahme von Rohstoffen und Energie

(2) Einträge von Stoffen und Energie

(3) Eingriffe in die Struktur der natürlichen Umwelt (Ökosysteme, Landschaftsbilder)

Hauptarten von betrieblichen Umweltauswirkungen (2) Veränderung (3) Veränderung (1) Veränderung der stofflichen Zusammensetzung von Ökosystemen und des Ressourcenbestandes der natürlichen Umwelt Landschaftsbildern

(1)

Ökologisch negative Resultate der betrieblichen Tätigkeit (1a) Ökologische (3a) Störungen durch (2a) Umweltbelastung Verknappung Eingriffe in die Struktur durch Einträge natürlicher Ressourcen der natürlichen Umwelt ökologische Schadensschwelle ökologische Schadensschwelle ökologische Schadensschwelle (2) (3) (3b) Zerstörung durch (1b) Ökologischer (2b) Umweltschädigung Eingriffe in die Struktur Verknappungsschaden durch Einträge der natürlichen Umwelt

Abb. 2-11: Ökologisch negative Ergebnisse, gegliedert nach Hauptarten der Umwelteinwirkungen (Quelle: eigene)

418

419

Im Einzelfall können (offensichtlich ökologisch positive) Umweltschutzaktivitäten aufgrund von stofflichen Verschiebungen von einem Umweltmedium in ein anderes auch ökologisch neutral oder ökologisch negativ wirken. Es wird davon ausgegangen, dass ökologische Nachhaltigkeit ein gesellschaftlich erwünschtes Ziel ist. Zur Diskussion über die ökologische Nachhaltigkeit siehe Kapitel 2.3.

85 ad (2): Umweltbelastungen i.e.S. und Umweltschäden 420 können durch Eintrag von Emissionen oder durch erwünschte Einträge in die natürliche Umwelt entstehen, wenn diese die Assimilationskapazitäten von Organismen, Ökosystemen oder (bio-)chemisch-physikalischen Regelkreisen übersteigen.421 Um ein angemessenes Bild der Belastung von Ökosystemen zu erhalten, müssen sowohl die Wirkungen eines Stoffes auf alle in dem komplexen System vorkommenden Arten und auf die abiotischen Faktoren betrachtet werden, als auch die möglichen Auswirkungen, die durch das Zusammenwirken mehrerer Stoffe auf die verschiedenen Spezien entstehen. Bei der Vielzahl der vorkommenden Pflanzen- und Tierarten und den ebenso unzähligen Faktorkonstellationen abiotischer und biotischer Randbedingungen sowie anthropogener Einflüsse ist eine vollständige Betrachtung der Umweltwirkungen bzw. die Erstellung eines prognosefähigen Ökosystem-Modells praktisch unmöglich. 422 Eine grobe Abschätzung der Umweltwirkungen kann jedoch erfolgen, indem zunächst ein Artenspektrum ausgewählt wird, das in Hinblick auf die ökologischen Funktionen (trophische Ebene) und den Expositionspfad bzw. die Expositionspfade repräsen420

421

422

Die Abgrenzung der Begriffe Belastung und Schaden/Schädigung lässt sich anhand toxikologischer Wirkungskennzahlen wie NOEL, LOEL und LD verdeutlichen, wie sie in Versuchsreihen an Säugetieren erarbeitet wurden. Werden bestimmte (toxische) Substanzen kontinuierlich über einen bestimmten Zeitraum verfüttert, so treten je nach Dosis oder Dosisrate unterschiedliche Wirkungen auf: Am unteren Ende der Skala sind applizierte Mengen einzuordnen, die keine Effekte, d.h. funktionelle Störungen oder organische Veränderungen erkennen lassen (NOEL [No Observed Effect Level]: Die höchste, nicht wirksame Dosis). Sie implizieren eine Wirkungsschwelle bzw. Wirkungsuntergrenze, bei deren Unterschreitung keine Belastung für den Organismus auftritt. Mengen, die in einem Kontinuum zwischen NOEL und LOEL (LOEL [Lowest Observed Effect Level]: Die geringste Dosis oder Dosisrate, die zu erkennbaren, nachteiligen Wirkungen führt) bzw. LD0 (LD0 [Letal Dose 0]: Höchste Dosis ohne letale Fälle) liegen, stellen Belastungen für den Organismus dar, die zu mehr oder weniger großen Funktionsstörungen und/oder organischen Veränderungen führen. Bewegen sich die Dosen in einem Kontinuum zwischen LOEL bzw. LD0 und LD10, LD50 bzw. LD90 (Dosis/Dosisrate einer Substanz, die für 10%, 50% oder 90% der Organismen eines Kollektivs tödlich ist) so treten in einem bestimmten Zeitraum letale Fälle als Zeichen von Überlastung der Versuchsorganismen auf (Tod = Gesamtschaden). Ausführlich hierzu Streit 1992, S. 381 f. u. S. 459 sowie Hulpke/Koch/Wagner 1993, S. 442, S. 715 u. S. 638. Grundsätzlich müssen Stoffe unterschieden werden, für die (1) aufnahmesystemspezifische Assimilationsgrenzen angegeben werden können und Stoffe, für die (2) keine Assimilationsgrenzen angegeben werden können. Ad (1): Für assimilierbare Stoffe existieren bspw. human- oder ökotoxikologisch begründete Wirkungsschwellen (zu NOEL-Werten siehe die obige, zu NOEC-Werten siehe die folgende Fußnote), bis zu denen die Aufnahme des jeweiligen Stoffes zu keinen Belastungen des aufnehmenden Systems führt. Bei niedrigen Überschreitungen dieser Schwellenwerte treten Belastungen des Systems auf, bei hohen Überschreitungen Schäden. Handelt es sich um organische Stoffe, wie Stärke oder Fette, erfolgt die Assimilation durch biologischen Abbau und nachfolgende Integration in die natürlichen Strukturen des Systems. Anorganische Stoffe wie Phosphor, Schwefel oder Kohlendioxid werden (ohne biologischen Abbau) in die natürlichen Speicher und Kreisläufe integriert. Ad (2): Stoffe, die ökosystemisch nicht assimilierbar sind, d.h. für die keine unteren Assimilationsgrenzen existieren, wirken grundsätzlich belastend und - je nach Stoffeigenschaft - schädigend auf das aufnehmende System. Die Ursache für die qualitative Inkompatibilität kann in der „Naturfremdheit“ (Xenobiotika) oder in der „Naturferne“ (bspw. nicht essentielle Schwermetalle) des Stoffes liegen. Unter den nicht assimilierbaren Stoffen können Stoffe unterschieden werden, die bereits ab geringsten Mengen ein Schädigungspotential aufweisen (etwa für menschliche und tierische Organismen kanzerogen wirkende Initiatoren) und solche, die erst ab einer bestimmten Menge ein Schädigungspotential aufweisen (etwa Fluorchlorkohlenwasserstoffe im Zusammenhang mit dem Abbau des stratosphärischen Ozons). Vgl. Umweltbundesamt Berlin 2000, S. A1-16.

86 tativ ist und das dann mit Hilfe geeigneter Testverfahren auf akute, längerfristige und chronische Wirkungen untersucht wird. Aus den Expositionsversuchen werden NOEC 423, LOEC 424 und LC-Werte 425 für aquatische oder terrestrische Organismen abgeleitet, die den Zusammenhang zwischen der Konzentration eines Stoffes und den ausgelösten Wirkungen beschreiben. Ausgehend von bestimmten Einträgen über den betrachteten Zeitraum, die voraussetzungsgemäß - in bestimmte Umweltkompartimente gelangen, von ökosystemspezifischen Struktur-Wirkungsanalysen 426 und von den obigen Erkenntnissen werden - nach dem derzeitigen Stand der Ökotoxikologie - ökosystemspezifische PNEC-Werte 427 und PECWerte 428 ermittelt. Die Gegenüberstellung dieser Werte dient zur Abschätzung einer potentiellen toxischen Belastung oder Schädigung eines Ökosystems. 429 Die Sensibilität des menschlichen Organismus ist im Hinblick auf Belastungen oder Schädigungen durch Schadstoffe in Atemluft, Trinkwasser und Lebensmitteln sehr unterschiedlich ausgeprägt. Deshalb definiert die WHO etwa den Richtwert für Schadstoffe im Trinkwasser 430 nicht an einem menschlichen Durchschnittsorganismus, sondern - nach dem Prinzip des schwächsten Gliedes - an Risikogruppen wie Kleinkinder, Schwangere, kranke und ältere Menschen431. Wird eine Belastung über einen (sehr) langen Zeitraum nicht vermindert oder beseitigt, so kann dies zu organischen (Teil-)Schädigungen führen 432. 423

424

425

426 427

428

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431 432

NOEC [No Observed Effect Concentration]: Die höchste Konzentration, bei der keine Auswirkungen auf den untersuchten Organismus feststellbar sind (vgl. Hulpke/Koch/Wagner 1993, S. 715). LOEC [Lowest Observed Effect Concentration]: Die niedrigste Konzentration, die bereits Belastungen für den untersuchten Organismus auslöst (vgl. Hulpke/Koch/Wagner 1993, S. 715). LC [Lethal Concentration]: Letale Konzentration für den untersuchten Organismus (vgl. Hulpke/Koch/ Wagner 1993, S. 432). Vgl. Hulpke/Koch/Wagner 1993, S. 516. PNEC [Predicted No Effect Concentration]: Geschätzte Konzentration eines Stoffes in einem Umweltmedium, bei der noch keine Auswirkungen auf das untersuchte Ökosystem feststellbar sind (vgl. Umweltbundesamt Berlin 2000, S. A1-16). PEC [Predicted Environmental Concentration]: Geschätzte Konzentration eines Stoffes in einem Umweltmedium (vgl. Umweltbundesamt Berlin 2000, S. A1-16 und Hulpke/Koch/Wagner 1993, S. 207). Vereinfachend kann davon ausgegangen werden, dass mit einem Quotienten von PEC/PNEC < 1 keine ökotoxischen Belastungen einhergehen. Risken sind jedoch auch hier nicht auszuschließen, da die möglichen Langfristwirkungen persistenter Stoffe in den PEC- und PNEC-Werten (zurzeit) nicht berücksichtigt werden (vgl. ausführlich hierzu Umweltbundesamt Berlin 2000, S. A1-16). Solche Richtwerte repräsentieren aus medizinischer und toxikologischer Sicht maximale Belastungsobergrenzen, bei deren Einhaltung nach dem derzeitigen Kenntnisstand keine gesundheitlich nachteiligen Wirkungen (Schädigungen) zu erwarten sind (vgl. Wagner 1990, S. 13). Vgl. Alloway/Ayres 1996, S. 67 f. Dies trifft insbesondere auf Mikroschadstoffe zu, die im Verdacht stehen, beim Menschen kanzerogen (krebserzeugend), mutagen (erbgutverändernd) oder teratogen (missbildend) zu wirken, und für die es daher keine „Assimilationsgrenzen“ gibt. Auch wenn für diese gentoxischen Stoffe keine gesicherten Unschädlichkeitsgrenzen existieren, werden Richtwerte hierfür angegeben. So betragen etwa die Richtwerte für solche Schadstoffe in einem Liter Trinkwasser nach der World Health Organization (WHO 1993): 10 ȝg Benzol, 0,7 ȝg Benz[a]pyren und 30 ȝg 1,2-Dichlorethan und beziehen sich auf ein erhöhtes Krebsrisiko von 10-5 (Alloway/Ayres 1996, S. 67). Dazu kommt, dass die biochemischen Eigenschaften der gentoxischen Stoffe einander sehr ähnlich sind und daher die genannten Wirkungen kombiniert auftreten können. Ausführlich hierzu Hulpke/Koch/Wagner 1993, S. 237 u. S. 479.

87 Aufgrund der unübersehbaren Zahl (bio)chemisch wirkender Substanzen und Rezeptoren sowie der äußerst komplexen Wirkungszusammenhänge sind humantoxische und ökotoxische Auswirkungen weitaus diffuser und daher Aussagen über potentielle Belastungen und Schäden wesentlich schwieriger als bei anderen Umweltauswirkungen, wie etwa Treibhauseffekt, Ozonabbau, Versauerung oder Eutrophierung, wo die Zahl möglicher wirkender Einträge zumindest begrenzt ist. 433 ad (3) Eingriffe des Menschen in die Struktur der natürlichen Umwelt können zu Störungen oder Zerstörungen führen. (Zer-)Störungen können sich auf alle - in Kapitel 2.2 skizzierten Funktionen der natürlichen Umwelt beziehen. Diese können dann nur noch unzureichend und/oder nicht dauerhaft erfüllt werden. Werden durch betriebliche Tätigkeit Umweltbelastungen i.w.S. verursacht oder gar Belastungsgrenzen überschritten, so werden Prozesse in Gang gesetzt, die nicht nur zu ökologischen Schäden, sondern auch zu ökonomischen Schäden führen können. Diese Zusammenhänge sind folgend zu analysieren und allfällige Konsequenzen für ein Umwelt(kosten)management abzuleiten.

2.4.2.1.5

Zu betrieblicher Schadschöpfung und ökonomischem unerwünschte Ergebnisse betrieblicher Tätigkeit

Schaden

als

In den beiden vorigen Kapiteln wurde gezeigt, dass durch betriebliche Tätigkeiten ökologisch positive, ökologisch neutrale, umweltbelastende und umweltschädigende Umweltwirkungen ausgelöst werden können. Umweltbelastungen i.w.S. entstehen, wenn die entsprechenden Umweltwirkungen zwischen der ökologischen Belastungsgrenze und der ökologischen Schadensschwelle („Grenze der ökologischen Tragfähigkeit“434) liegen. Eine Umweltschädigung bzw. ein ökologischer Schaden 435 entstehen, wenn die ökologische Schadensschwelle überschritten wird. 436 Ökologisch negative Umweltauswirkungen gehen häufig, aber nicht regelmäßig mit ökonomisch negativen Konsequenzen, d.h. mit einem ökonomischen Schaden einher. Eine Unterscheidung zwischen der betrieblich verursachten negativen Umweltwirkung (einschließlich

433 434 435

436

Zum Stand der heute als relevant betrachteten Umweltauswirkungen siehe Kapitel 2.4.4.2.4.4. Vgl. Umweltbundesamt Berlin 1999, S. 3. Zu den ökologischen Schadenskategorien siehe Abb. 2-11 ([1b] Ökologischer Verknappungsschaden, [2b] Umweltschädigung durch Einträge sowie [3b] Zerstörung durch Eingriffe in die Struktur der natürlichen Umwelt). Siehe Abb. 2-10 und Abb. 2-11.

88 der durch die betriebliche Tätigkeit verursachten ökologischen Risiken) zum einen und dem ökonomischen Schaden zum anderen wird im umweltwirtschaftlichen Schrifttum zwar vorgenommen 437, eine ökologisch differenzierte Betrachtung negativer Umweltwirkungen mit ihren verschiedenen „ökologischen Ausgängen“ (Umweltbelastungen und Umweltschäden) erfolgte bislang jedoch nicht. Aus moderat anthropozentrischer Sicht sind die ökologisch negativen Umweltauswirkungen zumindest aufzuspalten in gesundheitliche Belastung und gesundheitlicher Schaden betreffend den Menschen ((1a) in Abb. 2-12) und Umweltbelastung i.w.S. und Umweltschädigung bei Umweltgütern ((2) in Abb. 2-12). 438 Betriebliche Umweltauswirkungen Umweltbelastende Wirkungen

(1a) gesundheitliche Belastung und gesundheitlicher Schaden betreffend den MENSCHEN

Ökologisch kompatible Wirkungen

Umweltschädigende Wirkungen

monetäre Bewertung

(2a) (2c) (2b) ökonomischer ökonomischer ökonomischer Schaden Schaden bei Schaden betreffend anderen materiellen bei UMWELTden und immateriellen GÜTERN MENSCHEN Gütern

(1b) Umweltbelastung i.w.S. und Umweltschädigung der NATÜRLICHEN UMWELT (einschl. terrestrische Rahmenwelt)

(2) ÖKONOMISCHER SCHADEN bei Mensch, Umweltgütern und anderen Gütern

(1) BETRIEBLICHE SCHADSCHÖPFUNG Abb. 2-12: Ökonomischer Schaden und betriebliche Schadschöpfung als unerwünschte Ergebnisse betrieblicher Tätigkeit (Quelle: eigene)

437 438

Vgl. etwa Meffert 1998, S. 242 ff. oder Wagner 1997, S. 53 ff. In der überwiegenden Anzahl der anerkannten ökologischen Bewertungsverfahren wird die Beeinträchtigung der menschlichen Gesundheit getrennt von den anderen Umweltauswirkungen ausgewiesen (z.B. CML 1992, CML 2002, CML 2004, Umweltbundesamt Berlin Version ´99, Eco-indicator 99, Impact 2002 +).

89 Der ökonomische Schaden bildet als monetär bewertete Konsequenz von einer/mehreren betrieblichen Umweltauswirkung(en) eine eigenständige Kategorie. Auf Grundlage einer monetären Bewertung werden drei Arten von ökonomischen Schäden unterschieden: ökonomischer Schaden betreffend den Menschen ((2a) in Abb. 2-12), ökonomischer Schaden bei Umweltgütern ((2b) in Abb. 2-12) und ökonomischer Schaden bei anderen materiellen und immateriellen Gütern ((2c) in Abb. 2-12). Beispiele für (2b) sind etwa Kostenkonsequenzen aufgrund emissionsbedingter Verschmutzungen beschaffter Rohstoffe (ökosphärisches Wirtschaftsgut), lärmbedingte Wertverluste von touristisch genutzten Erholungsgebieten (öko-technosphärisches Wirtschaftsgut). Ein Beispiel für (2c) ist der Wertverlust durch immissionsbedingte Korrosion von im Freien gelagerten Erzeugnissen (Wirtschaftsgüter der künstlichen Technosphäre). Hervorzuheben ist, dass aus ökologisch kompatiblen Umweltauswirkungen in Einzelfällen auch ein ökonomischer Schaden resultieren kann. Als „betriebliche Schadschöpfung“ wird nun jener Beitrag an negativen Umweltwirkungen bezeichnet, den ein einzelnes Unternehmen im Zuge seiner Leistungserstellung direkt oder indirekt auslöst. Sie resultiert somit aus den direkten betrieblichen Umweltauswirkungen und den anteilig zurechenbaren ökologischen Verknappungen, Belastungen i.w.S. sowie (Zer-)Störungen der vorgelagerten Prozesse. 439 Die betriebliche Schadschöpfung bildet somit das ökologische Pendant zur betrieblichen Wertschöpfung. Während sich der – von Schaltegger/Sturm 1992 440 eingeführte – Schadschöpfungsbegriff lediglich auf die ökologische Schädlichkeit von Emissionen bezieht 441, umfasst der in dieser Arbeit verwendete Schadschöpfungsbegriff auch die durch Emissionen induzierte Belastung i.w.S. sowie die/den durch gewünschte Einträge induzierte Belastung oder Schaden. Weiters werden auch die durch Entnahme von Ressourcen induzierte ökologische Verknappung sowie die durch Eingriffe in die Struktur der natürlichen Umwelt induzierte (Zer-)Störung erfasst. Im Hinblick auf den zeitlichen Aspekt der Schadschöpfung wird in Altschadschöpfung (während vergangener Rechnungsperioden eingetretene Schadschöpfung), aktuelle Schadschöpfung (während der aktuellen Rechnungsperiode eintretende Schadschöpfung) und

439

440 441

Etwa kann mittels des Verfahrens des „Sustainable Site Index“ die betriebliche Schadschöpfung bestimmt werden. Siehe hierzu in Kapitel 2.4.4.2.4.5. Vgl. Schaltegger/Sturm 1992, S. 31. In Anlehnung an Frey (vgl. Frey et al. 1985, S. 32) werden die durch wirtschaftliche Aktivitäten verursachten Emissionen mittels Transformations- und Schadensfunktion („ökotoxikologisches Urteil über die ökologische Schädlichkeit von Emissionen“) und Beurteilungsfunktion („gesellschaftliches Urteil über die ökologische Schädlichkeit von Emissionen“) zur Schadschöpfung transformiert („Gesellschaftliches Urteil über die ökologische Schädlichkeit wirtschaftlicher Aktivitäten“). Schaltegger/Sturm 1992, S. 49 u. S. 31.

90 zukünftige Schadschöpfung (in zukünftigen Rechnungsperioden eintretende Schadschöpfung) unterschieden (Abb. 2-13). Betriebliche Umwelteinwirkungen Betriebliche Umweltauswirkungen Schadschöpfung (1) Altschadschöpfung in vergangenen Rechnungsperioden aufgrund früherer betrieblicher Tätigkeit eingetretene Schadschöpfung

(2) Aktuelle Schadschöpfung in aktueller Rechnungsperiode aufgrund früherer und gegenwärtiger betrieblicher Tätigkeit eintretende Schadschöpfung

(3) Zukünftige Schadschöpfung in zukünftigen Rechnungsperioden aufgrund vergangener, gegenwärtiger und zukünftiger betrieblicher Tätigkeit (potentiell) eintretende Schadschöpfung

Abb. 2-13: Schadschöpfung im zeitlichen Kontext (Quelle: eigene)

2.4.3

Zur Berücksichtigung unerwünschter Outputkomponenten in betriebswirtschaftlichen Modellen der Produktions- und Kostentheorie

Ausgangspunkt der Überlegungen bilden die traditionellen, erfolgsorientierten Grundlagen der Produktions- und Kostentheorie. 442 „Produktion“ kann als zielgerichtetes Erstellen von Gütern für den Absatzmarkt definiert werden.443 Fandel spricht von Kombination bzw. Transformation von Gütern zur Erzeugung neuer Güter444. Nach Gutenberg gehen hierbei bestimmte Produktionsfaktoren (Elementarfaktoren und dispositive Faktoren445) als Input in einen Transformationsprozess ein, bei dem ein werterhöhter Output (Produkt) entsteht. Produktion ist daher eine Kombination von Produktionsfaktoren zum Zwecke der Erstellung von Sach- und/oder Dienstleistungen. 446 Im Rahmen der Produktionstheorie werden die quantitativen Beziehungen zwischen den zur Leistungserstellung einzusetzenden Produktionsfaktormengen und den Ausbringungsmengen analysiert und die Einflüsse auf den Faktorverbrauch aufgezeigt.447 Gemeinsam ist allen produktionswirtschaftlichen Ansätzen die

442

443 444 445 446 447

Eine hierfür typische Aufgabestellung besteht z.B. darin, für vorgegebene Produktionsmengen jene Produktionsweise zu suchen, die zu den geringsten Kosten bzw. zum maximalen Gewinn führt. Vgl. Zäpfel 2001, S. 1. Vgl. Fandel 1991, S. 1. Vgl. Gutenberg 1983, S. 5 ff. Siehe hierzu auch die Ausführungen in Kapitel 2.1.2. Vgl. Zäpfel 2001, S. 1 und das von Zäpfel angeführte produktionswirtschaftliche Schrifttum. Vgl. Bloech et al. 2004, S. 14.

91 Ableitung dieser mengenmäßigen Beziehungen, um Aussagen über Regelmäßigkeiten bei der Güter- bzw. Leistungserstellung zu ermöglichen. 448 Die sogenannte Produktionsfunktion beschreibt den funktionalen Zusammenhang zwischen den Faktoreinsatzmengen und den damit erzielbaren Ausbringungsmengen sowie den übrigen verbrauchsbestimmenden Einflussgrößen. Entscheidungstheoretisch beschreibt die Produktionsfunktion die Folgen der Entscheidungen über Leistungsprogramm und produktionswirtschaftliche Instrumente hinsichtlich der Faktoreinsatzmengen. Die Produktionsfunktion dient auch als Erklärungsmodell für das Mengengerüst der Kosten und lässt sich durch Multiplikation der Faktoreinsatzmengen mit den entsprechenden Kostenwerten in die Kostenfunktion überführen. Sie gibt im Rahmen der Kostentheorie an, welche Kosten bei wirtschaftlicher Leistungserstellung für eine bestimmte Outputmenge entstehen. Auf diese Weise können Inputs, die sonst in verschiedenen Dimensionen gemessen werden, zu einer Kostengröße aggregiert werden. 449 Unter Kosten wird der bewertete Verzehr bzw. Einsatz 450 von Gütern und Dienstleistungen zur betrieblichen Leistungserstellung verstanden.451 Die kostenmäßige Bewertung des Einsatzes erfolgt grundsätzlich in zwei Schritten:452 Im ersten Schritt sind Art und Menge der eingesetzten Güter zu erfassen, um diese im zweiten Schritt durch die Bewertung in Kosten auszudrücken. Als Güter 453 sind hier nicht nur stofflich-energetische Einsatzfaktoren zu betrachten, sondern auch Dienste bzw. Dienstleistungen oder immaterielle Vermögensgegenstände. 454 Bildet die neoklassische Produktionstheorie die Grundlage für betriebliche Entscheidungen, so ist es nicht erforderlich, Produktionsfaktoren zu berücksichtigen, die a priori nicht knapp sind, d.h. keinen ökonomischen Wert besitzen und deren Einsatz demnach nicht zu Kosten führen kann. 455 Auf der betrieblichen Ebene wurde die Umweltthematik wurde bis in die 1980er Jahre von den technischen und naturwissenschaftlichen Disziplinen dominiert. Dies ist insofern 448 449 450

451 452 453

454 455

Hierzu ausführlich etwa Adam 1974, S.1, Adam 1993, S. 38 oder Dyckhoff 1992a, S. 11. Vgl. Küpper 1992, S. 40 ff. Für die Definition von Kosten werden in dieser Arbeit die Begriffe Wertverzehr und Werteinsatz synonym verwendet. Im Gegensatz zum einschlägigen deutschen Schrifttum, werden im österreichischen Schrifttum Kosten nicht als Wertverzehr, sondern als Werteinsatz zur betrieblichen Leistungserstellung definiert (vgl. Lechner/Egger/Schauer 2006, S. 423 f.). So plädiert schon Bouffier für den Begriff des Werteinsatzes, da „Verzehr“ einen technologischen Vorgang beschreibt und daher kein geeigneter Begriff in der Kostentheorie ist (vgl. Bouffier 1946, S. 41). Vgl. Kosiol 1964, S. 19 ff. Vgl. Heinen 1983, S. 58 ff. Das „Gut“ konstituiert sich durch das Tragen von Werten im Sinne des wertmäßigen Kostenbegriffes (vgl. Heinen 1983, S. 61). Zum wertmäßigen Kostenbegriff siehe Kapitel 3.4.1. Vgl. Plinke 1997, S. 24. Vgl. Strebel 1980, S. 39.

92 erstaunlich, als der – mit der Umweltthematik engst verknüpfte – effiziente Umgang mit stofflich-energetischen Ressourcen schon jeher eine betriebswirtschaftliche Aufgabestellung ist. Vor dem Hintergrund der oben diskutierten Forderung nach ökologisch nachhaltigem Wirtschaften erscheint die gegenseitige Durchdringung und Befruchtung von Konzepten und Theorien der Betriebswirtschaftslehre, der Ingenieurwissenschaften und der Umweltbilanzforschung 456 umso dringender und ist ein diesbezüglicher interdisziplinärer Diskurs für die Entwicklung von Methoden für ein der Effizienz verpflichtetes Stoff- und Energiemanagement geradezu unabdingbar. So spricht Rummel, der sich selbst als technischer Betriebswirt bezeichnet, bereits vor einigen Jahrzehnten vom Stoffhaushalt457 und fordert zur Bewirtschaftung der Rohstoffe in der Industrie eine Stoffwirtschaft, wofür sich Betriebswirte – seinen Überlegungen nach – besonders eignen. 458 Ausgewählte Modelle der Produktions- und Kostentheorie der jüngeren Vergangenheit werden im folgenden Kapitel skizzenhaft nachgezeichnet und im Hinblick auf ihre ökologische Abbildungsqualität hinterfragt. Schwerpunkt des darauffolgenden Kapitels ist die Auseinandersetzung mit den unerwünschten Outputkomponenten der betrieblichen Produktion, deren begriffliche Einordnung im stofflich-energetischen und im wirtschaftlichen Kontext. Den Abschluss bildet die innere Differenzierung des Input-Output-Modells der Produktion-Reduktion durch Einbezug der Input-Output-Kategorien als stofflich-energetische Komponenten mit ihren Quellen- und Senkeneigenschaften. Die Qualität der Abbildung ökologisch nachhaltiger Aspekte soll damit verbessert werden.

2.4.3.1 Der Einbezug von Umweltaspekten in umweltbezogen adaptierte Modelle der klassischen Produktions- und Kostentheorie und deren Grenzen im Hinblick auf die Abbildung ökologisch nachhaltiger Aspekte Im jüngeren betriebswirtschaftlichen Schrifttum wird die allgemeine Gültigkeit des Ertragsgesetztes in Frage gestellt sowie die auf der Grundlage des Ertragsgesetzes beruhenden Produktionsfunktionen. Die Kritiker weisen auf die außerordentliche Häufigkeit der Limitationalität der Faktoreinsätze in der betrieblichen Praxis hin. 459 Limitationalität bedeutet, dass ein technisch fixiertes Verhältnis zwischen Produktmenge und Faktormenge in der 456 457

458 459

Siehe hierzu Kapitel 2.4.4.1.2 und 2.4.4.1.3. Die Ausführungen Rummels können als Vorläuferidee des heutigen „Stoffstrommanagements“ gelten, das die Enquete Kommission als zielgerichtetes, verantwortliches, ganzheitliches und effizientes Beeinflussen von Stoffströmen oder Stoffsystemen durch beteiligte Akteure versteht, wobei die Zielvorgaben aus dem ökologischen und dem ökonomischen Bereich unter Berücksichtigung sozialer Aspekte kommen (vgl. Enquête-Kommission 1994, S. 449). Vgl. Rummel 1936, S. 221 ff. Vgl. Lechner/Egger/Schauer 2006, S. 420.

93 Weise besteht, dass jeder Produktmenge eindeutig Faktormengen zuzuordnen sind, und umgekehrt, dass die Faktoreinsatzmengen eines Prozesses eindeutig zu einer Produktmenge führt. 460 So erreicht die Ausbringungsmenge des Produktes ein Limit, wenn ein Produktionsfaktor nicht in ausreichendem Maße zur Verfügung steht und die Substitution dieses Produktionsfaktors nicht möglich ist. Im Zusammenhang mit den Untersuchungen über limitationale Produktionsfaktoren hat die Leontief-Produktionsfunktion Bedeutung erlangt. 461 Die Leontief-Produktionsfunktion ist eine linear-limitationale Produktionsfunktion, die auf einem konstanten Verhältnis zwischen Faktoreinsatzmengen und Ausbringungsmenge beruht. 462 Diese Produktionsfunktion ist insofern von mehrfacher Bedeutung, als sie die Grundlage für die – ebenfalls von Leontief 463 entwickelte – Input-Output-Analyse bildet, die im klassisch wirtschaftswissenschaftlichen Bereich ebenso ihre Anwendung findet, wie im umweltwirtschaftlichen Bereich: So bildet die ursprünglich für volkswirtschaftliche Analysen im Rahmen der empirischen Wirtschaftsforschung entwickelte Input-Output-Analyse heute einen theoretischen Rahmen für das Stoffstrommanagement und die Umweltbilanzierung. 464 Heijungs hat sich bei seinen Arbeiten zur Methodenentwicklung des LifeCycleAssessments auf das Leontief´sche Input-Output-Modell gestützt.465 Bis heute bildet dieses Modell eine wesentliche Grundlage für die Methodik des LifeCycleAssessments. Durch die Modellierung des Produktes als eine bestimmte Kombination linearer Produktionsfunktionen können insbesondere zyklische Problemstellungen zufriedenstellend gelöst werden. Zyklische Problemstellungen treten nicht nur beim klassischen Recycling von Wertstoffen466 oder der Verwertung/Entsorgung von Abfällen und Abwasser auf, sondern auch wenn bestimmte Produkte – also erwünschter Output – in Anteilen in die Produktion der Vorprodukte des betrachteten Produktes einfließen. Letzteres tritt in der Realität häufig auf und ist etwa bei der Herstellung eines Schmierstoffes der Fall, der als Faktor zur Herstellung eines Vorproduktes 460

461 462

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464 465 466

Dieses technisch definierte Verhältnis der Limitationalität schließt selbst eine periphere Substitution aus, bei der keine qualitativen Veränderungen der Produktionsbedingungen eintreten. Durch erhöhten Einsatz nur eines Produktionsfaktors steigt die Ausbringungsmenge nicht und der Einsatz der sonstigen notwendigen Produktionsfaktoren wird von dem am geringsten vorhandenen Faktor bestimmt (vgl. Lechner/Egger/ Schauer 2006, S. 420). Vgl. Lechner/Egger/Schauer 2006, S. 420. Linear-limitationale Produktionsfunktionen sind dadurch charakterisiert, dass – über die Limitationalität hinaus – zwischen Faktoreinsatzmengen und Produktmenge des Prozesses bzw. Betriebes ein proportionaler Zusammenhang besteht (ausführlich hierzu Berndt/Cansier 2002, S. 76 ff.). Der 1906 in St. Petersburg geborene Wassily W. Leontief († 1999 in New York) hat für die Ausarbeitung der Input-Output-Methode sowie für ihre Anwendung bei wichtigen wirtschaftlichen Problemen 1973 den Nobelpreis für Wirtschaftswissenschaften erhalten (vgl. Bibliographisches Institut & F. A. Brockhaus AG 2007, Stichwort „Leontief“). Zur Umweltbilanzierung siehe Kapitel 2.4.4.1.2. Vgl. Heijungs 1994, S. 69 ff. Zur Definition von Wertstoffen siehe das folgende Unterkapitel.

94 für den Schmierstoff (beim Lieferanten) eingesetzt wird. Unter den oben genannten Voraussetzungen kann dies rechnerisch durch ein lineares Gleichungssystem bzw. eine Matrixinversion gelöst werden. 467 In einem Teil der betriebswirtschaftlichen Literatur bezieht sich die Produktionstheorie ausschließlich auf die mengenmäßigen Beziehungen zwischen Input- und Outputkategorien. Die Bewertung des Faktoreinsatzes sowie gegebenenfalls des Outputs wird etwa von Gutenberg, Fandel sowie Schweitzer und Küpper 468 als Gegenstand der Kostentheorie betrachtet, die ihrerseits auf der Produktionstheorie basiert. Andere Fachvertreter wie Wittmann, Kloock, Kistner, Dyckhoff, Dinkelbach und Rosenberg 469 vollziehen diese Zweiteilung nicht mehr, sondern behandeln die Bewertungsfragen im Rahmen der Produktionstheorie. Dies hängt auch mit der – im Folgekapitel näher ausgeführten – Thematik der unerwünschten Kuppelprodukte (Abfälle, Abwasser, Emissionen) zusammen, die in der traditionellen Produktionstheorie zweifach ausgeklammert werden. Auf der Outputseite des Betriebes werden unerwünschte Kuppelprodukte mengenmäßig wegdefiniert, um eine „saubere Schnittstelle“ zwischen der Produktions- und Absatztheorie über die Outputmengen der Produkte herzustellen. Beide Theorien werden dann über das Mengengerüst der Produkte verbunden und zugleich im Hinblick auf die Zuordnung der Kosten zur Produktionstheorie und der Erlöse zur Absatztheorie470 abgrenzt. Auf der Inputseite des Betriebes werden zu verwertende (als unerwünschte Kuppelprodukte von Vorstufen stammende), Erlöse bringende Komponenten ausgeklammert und zwar mengen- und erlösmäßig. 471 Hier muss eine erweiterte produktionstheoretische Reflexion zur Erklärung der geschaffenen Werte aus Faktoren und diesen Inputkomponenten eingefordert werden. Während in älteren produktionstheoretischen Analysen fast ausschließlich die im Hinblick auf die Unternehmensziele erwünschten Produkte und die für den Produktionsprozess benötigten Faktoren betrachtet werden, befassen sich in der jüngeren Vergangenheit zahlreiche Untersuchungen mit Faktoren und Outputobjekten, die einen Einfluss auf die natürliche Umwelt haben. So werden in den 1990er Jahren von den letztgenannten Fachvertretern sowie Jahnke, 467 468

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Vgl. Schmidt 2007, S. 83. Vgl. Gutenberg 1983, S. 298 ff. u. S. 338 ff., Fandel 1994, S. 13 und Schweitzer/Küpper 1997, S. 15 f. Vgl. ausführlich Wittmann 1968, Kloock 1993, Kistner 1993, Dyckhoff 1994 und Dinkelbach/ Rosenberg 1997. Dass die Erklärung der Erlöse aus der Produktion der Absatztheorie zugeordnet wird, erscheint unter Umweltaspekten zunächst nicht von Bedeutung, jedoch ist eine Separation der Produktion vom Absatz nur unter gewissen Bedingungen sinnvoll. Und eine „ […] dieser Separationsbedingungen ist genau die, dass keine Kuppelproduktion vorliegt“ (vgl. Dyckhoff 2003, S. 716), was unter Umweltgesichtspunkten sehr wohl von Bedeutung ist. Dies macht deutlich, dass die traditionellen realtheoretischen Aussagensysteme der Produktionstheorie nicht nur eine mengen- und erlösmäßige „Missachtung der Outputseite“ (Dyckhoff 2003, S. 714) implizieren, sondern auch die Inputseite unvollständig berücksichtigen.

95 Kistner, Steven, Ventzke und Souren 472 die Möglichkeiten aufgezeigt, wie Umweltwirkungen in unterschiedlichen Produktionsfunktionen berücksichtigt werden können.473 Als unerwünschte Outputobjekte werden durchgängig direkte Umwelteinwirkungen in Form von Emissionen betrachtet. Seelbach und Dethloff komprimieren in einem Beitrag die umweltorientiert adaptierten produktionstheoretischen Grundlagen und zeigen anhand durchgängiger Beispiele474 die möglichen Auswirkungen der Umweltorientierung auf die Gestaltung der Produktion. Als Produktionsfunktionen werden die drei vorherrschenden Technologien (Leontief-Technologie, substitutionale Technologie, Gutenberg-Technologie) herangezogen. Die Maximierung des Erfolges und die Minimierung der Umwelteinwirkungen bei jeweils gegebenen Produktmengen bilden die zu verfolgenden Ziele.475 Die umweltpolitischen Optionen zur Minderung der Emissionen werden hierbei auf die Preis- bzw. Abgabensteuerung 476, die Zertifikatssteuerung 477 (bei der – ähnlich wie bei der Preissteuerung – gegen Zahlung eines Entgelts Umweltwirkungen in einem gewissen Umfang an die Umwelt abgegeben werden können), sowie die reine Mengensteuerung 478 beschränkt. Als Nebenbedingungen 479 werden die Messung und Abbildung aller Emissionsarten mittels derselben Schadeinheit sowie die Abhängigkeit der jeweiligen Emissionsart von der Einsatzmenge (nur) eines Produktions-

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Vgl. Jahnke 1986, Kistner 1983 u. 1993, Steven 1991, Kloock 1993, Dyckhoff 1994, Ventzke 1994, Souren 1996 und Dinkelbach/Rosenberg 1997. Zu einer vergleichenden Gegenüberstellung des Einbezugs von Umweltwirkungen in unterschiedliche Produktionsfunktionen siehe etwa Houtmann 1998, S. 82 ff. Vgl. Seelbach/Dethloff 1998, S. 23 ff. Im Hinblick auf die Betrachtung deterministischer Entscheidungssituationen wird in den genannten Beispielen den Konzepten von Piro, Dinkelbach, Rosenberg und Dyckhoff gefolgt (Dinkelbach/Piro 1989a, 1989b, 1990a u. 1990b, Dinkelbach 1991, Dinkelbach/ Dyckhoff 1994, Dinkelbach 1996 u. 1997a, Dinkelbach/Rosenberg 1997). Bei umweltorientiertem Verhalten bilden die direkte oder indirekte Vorgabe von Mindestproduktmengen einen für den Fortbestand des Unternehmens erforderlichen Mindestgewinn ab. Bei der „Preissteuerung“ handelt es sich um eine indirekte Beeinflussung der bei der Produktion anfallenden Umweltwirkungsmengen durch den Staat, indem dieser den Preis für die Umweltwirkungseinheit festsetzt und die Unternehmen (sowie andere von der Regelung Betroffene) über den Einsatz der Umweltwirkungsmengen entscheiden. Ausführlich zu Preis- und Mengenlösungen sowie deren Kombination im Rahmen der Umweltpolitik Bonus 1990, S. 343 ff. Gegenüber der Preissteuerung ergeben sich bei der Zertifikatssteuerung alleine durch die Nichtteilbarkeit der Emissionszertifikate Besonderheiten, da nicht einzelne Emissionseinheiten zu entgelten sind, sondern größere Mengeneinheiten, und zwar unabhängig davon ob sie bei der Produktion tatsächlich entstehen oder nicht (vgl. Dinkelbach 1997b, S. 27 ff.). Bei der „Mengensteuerung“ handelt es sich um eine direkte Beeinflussung der bei der Produktion anfallenden Emissionsmengen durch den Staat, indem dieser die Abgabe zulässiger Umweltwirkungsmengen festsetzt. Hierzu ausführlich Bonus 1990, S. 343 ff. und Ventzke 1994. Vgl. die Problemeingrenzung für die beispielhaften Darstellungen Hansmann 1998, S. 34 ff.

96 faktors festgelegt. Obige Instrumente eignen sich grundsätzlich sowohl für defensive480 als auch für offensive Strategien im Umweltschutz481. Einschränkend muss festgehalten werden, dass auf Grundlage der Produktions- und Kostentheorie entwickelte Erklärungs- und Entscheidungsmodelle zunächst in der Regel nicht unmittelbar auf praktische Entscheidungsprobleme anwendbar sind.482 Zum einen können für die Modelle nicht immer alle relevanten Aspekte in ausreichendem Maße operationalisiert werden und/oder stehen in der Praxis Daten bereits operationalisierter Aspekte nicht oder nur mit unzureichender Genauigkeit zur Verfügung.483 Zum anderen gilt es, die Komplexität realer Verhältnisse angemessen zu reduzieren, um den erforderlichen Rechenaufwand in Grenzen zu halten. Somit bedürfen produktions- und kostentheoretische Modelle einer entsprechenden Komplexitätsreduktion, um die resultierenden Erkenntnisse auch für die praktische Anwendung zugänglich zu machen. 484 Die Komplexität realer Verhältnisse kann durch Linearisieren von Nichtlinearem reduziert werden. So werden in konventionellen Kostenrechnungssystemen fast immer lineare Verläufe zugrunde gelegt, auch wenn die so ermittelten Kosten dann lediglich Näherungswerte darstellen. Diese in der Praxis seit langem gängige Vorgangsweise ist in vielen Modellen methodisch impliziert. Gleichwohl müssen durch diese „mechanistische Sichtweise“485 gewisse Abstriche in Hinblick auf die umweltwirtschaftliche Abbildungsqualität der Ergebnisse in Kauf genommen werden. Kritische Würdigung und Fazit: Umweltaspekte wurden in der jüngeren Vergangenheit zunehmend in die (traditionelle) erfolgsorientierte betriebswirtschaftliche Theorie integriert. 480

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484 485

Umweltschutz und Nachhaltigkeit werden vom Unternehmen als ein von außen vorgegebenes Ziel betrachtet; Preise bzw. Mengen für Umweltwirkungen werden dem Unternehmen von außen vorgegeben (siehe hierzu auch in Kapitel 2.6). Umweltschutz und Nachhaltigkeit werden vom Unternehmen als Möglichkeit gesehen, Verbesserungen der betrieblichen Umweltleistung mit der Erzielung ökonomischer Vorteile zu verbinden. Auf Grundlage der gesetzlichen Mindeststandards wird das Ausmaß der Vermeidung oder Verminderung von negativen Umweltwirkungen vom Unternehmen selbst bestimmt (siehe hierzu in Kapitel 2.6). Bei offensiven Strategien kommen die Steuerungsinstrumente in Kompromissmodellen zur Lösung von Zielkonflikten zwischen ökonomischer und (rein) ökologischer Grundhaltung zum Einsatz. Zur allgemeinen Diskussion von Kompromissmodellen siehe Dinkelbach/Kleine 1996, S. 49 ff. Zur Anwendung von Kompromissmodellen im Rahmen einer flexiblen Plankostenrechnung siehe Piro 1994. Zu Implikationen, Grenzen und Möglichkeiten betriebswirtschaftlicher Erklärungs- und Entscheidungsmodelle vgl. schon Heinen 1970, S. 168 ff. So wird es vermutlich nur wenige Unternehmen geben, die ihre Produktionsfunktion so spezifizieren können, dass eine den realen Verhältnissen entsprechende Kostenfunktion abgeleitet werden kann. Dies gelingt im Regelfall nur für eingeschränkte Problemstellungen mit geringem Datenumfang und selbst dann treten zahlreiche Nichtlinearitäten auf (zu den diesbezüglichen Erkenntnissen aus der Komplexitätstheorie vgl. schon Bachem 1980, S. 827 ff.). Vgl. Letmathe 1998, S. 9. Siehe hierzu auch die Ausführungen zum mechanistischen Naturbild in Kapitel 2.1.1.3.

97 Im Rahmen der Produktions- und Kostentheorie wurden hierfür spezifische Steuerungsinstrumente entwickelt. Besondere Aufmerksamkeit und Bedeutung haben die Instrumente zur Preis- bzw. Abgabensteuerung und zur Mengensteuerung erlangt. Hierbei lässt sich jedoch mit dem (engen) Verständnis der traditionellen Produktions- und Kostentheorie nur eine unangemessene Abbildung der realen ökologischen Verhältnisse erreichen bzw. kann mit der (lediglich) umweltorientiert adaptierten, traditionellen Produktions- und Kostentheorie nur ein eingeschränkter umweltbezogener Problemkreis behandelt werden. Konkret muss der hohe Aggregationsgrad und die damit verbundene geringe empirische Fundierung der verwendeten Größen gerade im ökologischen Kontext kritisch gesehen werden.486 Es stellt sich hier die Frage, inwieweit eine (lediglich) umweltorientiert adaptierte traditionelle Produktions- und Kostentheorie imstande ist, reale ökologische Verhältnisse angemessen abzubilden. Umgekehrt finden (ältere) produktionstheoretische Grundlagen (Input-Output-Modell) in der jüngeren Vergangenheit der Ökobilanzforschung Anwendung und Anerkennung. 487 Es herrscht kein Konsens bei den Fachvertretern der Produktionswirtschaft hinsichtlich der von produktionstheoretischen Modellen geleisteten Abbildungsqualität, wobei der ökologische Kontext zwar Anstöße für manche Fachdiskussion gegeben hat und gibt, jedoch nicht die eigentliche Ursache hierfür zu sein scheint. Dies zeigt sich deutlich anlässlich der jüngst geführten Diskussion, welche Bedeutung die Produktionstheorie für eine Betriebswirtschaftslehre als Erfahrungswissenschaft und im Lichte der Entwicklung des modernen Produktionsmanagements (und zwar jenseits der Umweltthematik) heute hat.488 Andererseits wäre gerade die Konzeption der ökologisch nachhaltigen Kreislaufwirtschaft ein ergiebiges Anwendungsfeld für die Weiterentwicklung Produktionstheorie und gäbe wichtige Impulse in Richtung ökonomisch und ökologisch rationale Gestaltung und Planung komplexer Materialflusssysteme. 489 Eine (lediglich) umweltorientiert adaptierte Produktionstheorie wird den Ansprüchen einer ökologisch nachhaltigen Kreislaufwirtschaft nicht mehr gerecht, auch wenn sich jüngere produktionstheoretische Arbeiten bemühen „Lücken in der Theorie der Kuppelproduktion zu füllen, vor allem, um Fragen des Umweltschutzes bzw. der Umweltökonomie in

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487 488

489

Dyckhoff misst (auch aus vielen anderen Gründen) der traditionellen Produktions- und Kostentheorie den Status einer speziellen Produktions- und Kostentheorie zu, so wie er die „erfolgs- und umweltorientierte Produktionstheorie“ von Dinkelbach und Rosenberg (siehe Dinkelbach/Rosenberg 2002) ebenso zu den speziellen Produktions- und Kostentheorien zählt (vgl. Dyckhoff 2003, S. 707). Vgl. Schmidt 2007, S. 83. Die Diskussion entzündet sich an der Aussage von Dieter Schneider, die lange ohne Antwort geblieben ist: „Die reine Produktionstheorie ist für eine Betriebswirtschaftslehre als Erfahrungswissenschaft bedeutungslos. Die daraus abgeleitete Kostentheorie bietet nur wenig mehr als Sprachregelung für erste erfahrungswissenschaftliche Einsichten“ (Schneider 1997a, S. 359). Vgl. Schmidt 2007, S. 84.

98 die Produktionstheorie einzubauen“490. In diesem Zusammenhang (jedoch hauptsächlich zur Überwindung der sich in den letzten Jahrzehnten herausgebildeten allgemeinen Kluft zwischen den beiden Hauptgebieten der Produktionswirtschaftslehre, der realtheoretischen Produktions- und Kostentheorie und der formaltheoretischen Lehre des Produktionsmanagements) plädiert Dyckhoff für eine umfassende Neukonzeption der Produktionstheorie.491 Für die Zwecke dieser Arbeit empfiehlt sich daher die Verwendung jener (neueren) produktionstheoretischen Grundlagen, bei denen das Defizit der umwelt- und kreislaufwirtschaftlichen Orientierung abgemildert bzw. weitgehend behoben wurde.

2.4.3.2 Unerwünschte Outputkomponenten betrieblicher Produktion und deren begriffliche und systematische Einordnung Der wohl wichtigste Begriff der klassischen Produktionstheorie ist der des (wirtschaftlichen) Gutes, auch wenn dieser Begriff nicht immer in den grundlegenden Werken erläutert wird. Wittmann 492, Dellmann 493 und Busse von Colbe/Laßmann 494 erläutern diesen Begriff und weisen im Zuge dessen darauf hin, dass Güter zur Bedürfnisbefriedigung von Wirtschaftssubjekten dienen, sowie darauf, dass eine Diskrepanz zwischen einem Bedürfnis und dem zu seiner Befriedigung geeigneten Gut besteht, die durch Wirtschaften überwunden werden kann. Semantisch lässt der Begriff des Gutes allerdings keinen Platz für Objekte, derer man sich entledigen will495, also Unerwünschtes oder gar Schädliches 496, auch wenn eine vollständige Umwandlung von Faktoren in Produkte aus physikalisch-naturwissenschaftlichen Gründen gar nicht möglich ist. Letzteres bedeutet nichts anderes als dass der Anfall von Erwünschtem und Unerwünschtem der Regelfall ist, auch wenn diese – seit Jahrzehnten als Kuppelproduktion 497 bezeichnete – Transformation von Produktionsfaktoren in vielen Lehrbüchern (paradoxerweise) als Spezial- oder Ausnahmefall behandelt wird. Auf diese mit dem Gutsbegriff einhergehende Ausblendung und sprachliche Umdeutung der realen Verhältnisse

490 491

492 493 494 495

496

497

Schneider 1997a, S. 336. Vgl. Dyckhoff 2003, 705 ff. An dieser Stelle wird nochmals der oben angesprochene und nicht in der erforderlichen Breite und Tiefe stattfindende betriebswirtschaftliche und interdisziplinäre Diskurs moniert. Vgl. Wittmann 1968, S. 1. Vgl. Dellmann 1980, S. 25. Vgl. Busse von Colbe/Lassmann 1991, S. 72. Die Entledigungsabsicht begründet das subjektive Merkmal von Abfällen nach § 1 Abfallwirtschaftsgesetz 2002. Würde mit dem Begriff des Gutes nicht nur seine Eigenschaft zur Bedürfnisbefriedigung, seine Knappheit und Erwünschtheit zum Ausdruck kommen, sondern auch seine Eigenschaft der Nicht-Knappheit und des Unerwünschten, so wäre dies zwar theoretisch konsistent, aber semantisch höchst unbefriedigend. Deshalb werden in dieser Arbeit der Begriff des Gutes und der des Ungutes getrennt verwendet und als deren Sammelbegriff von „Input-Output-Kategorien betrieblicher Transformation“ gesprochen. Vgl. Riebel 1955, S. 126, Strebel 1981, S. 508 und Dyckhoff 1996a, S. 173 ff.

99 bei der Produktion 498 hat bereits Stackelberg 1932 hingewiesen, indem er hervorhob, dass Produktion – im Sinne der klassischen Produktionstheorie – ein „Spezialfall“ der „verbundenen Produktion“ 499 ist. Für die unerwünschten Outputkomponenten führt Riebel 1955 den Sammelbegriff der Kondukte 500 ein, die er in die zwei Klassen „Sekundärrohstoffe“ und „Abfall-AbwasserAbluft“ unterteilt, wobei erstere einer weiteren Verwendung oder Verwertung zuzuführen sind und letztere dazu bestimmt sind, entsorgt zu werden. Beide Konduktarten stellen nach Riebel Kuppelprodukte dar, die nicht dem Sachziel der Unternehmung zuzuordnen sind. Die Abgrenzung zwischen „Sekundärrohstoffen“ und „Abfall-Abwasser-Abluft“ hängt von mehreren Faktoren ab. Dazu gehören vor allem die Stellung des Konduktes im Zielsystem, die technologischen Bedingungen der Herstellung und die zu erfüllenden Qualitätsanforderungen. 501 Riebel bringt zum einen mit der Verwendung des Begriffes der Sekundärrohstoffe den faktorhaften Wert für die noch zu verwendenden oder zu verwertenden Kuppelprodukte zum Ausdruck, zum anderen wird mit der Einordnung von Sekundärkomponenten als Kuppelprodukte nicht nur die Verwendung des Sekundärbegriffes auf diese Outputkomponenten eingeschränkt, sondern auch eine – mit Kuppelprodukten einhergehende – Unerwünschtheit von „Sekundär“[komponenten] impliziert.502 Der Begriff „Sekundär[…]“ wird in dieser Arbeit im Zusammenhang mit den Input- bzw. Outputkomponenten der betrieblichen Transformation verwendet, wenn diese gänzlich oder teilweise aus Sekundärmaterial bestehen oder eine sogenannte Sekundärnutzung von Energie vorliegt. Sekundärinput und Sekundäroutput beziehen sich also auf die physische Herkunft und Zusammensetzung jeglicher Input- und Outputkomponenten, d.h. nicht nur auf Kuppelprodukte, sondern auch – besonders im stofflichen Kontext – auf Hauptprodukte als erwünschter Output. Letzteres ist der Fall, wenn die ökologische Dimension der Nachhaltigkeit im Zielsystem des Unternehmens fest verankert ist, sodass die Herstellung von (stofflichen) Sekundärerzeugnissen 503 als eine dem Sachziel des Unternehmens zuzuordnende Aufgabe zum Wesenskern einer der Kreislaufwirtschaft dienenden betrieblichen Produktion-

498

499 500 501

502

503

Aus naturwissenschaftlicher Sicht (2. Hauptsatzes der Thermodynamik: „Energieentwertungssatz“) ist jede Produktion eine Kuppelproduktion, da bei jedem – für die Produktion unerlässlichen – Energieeinsatz zwangsläufig nicht mehr nutzbare Energie (meist in Form von Fortwärme) entsteht. Vgl. Stackelberg 1932, S. 60. Vgl. Riebel 1955, S. 126 ff. Vgl. hierzu Corsten/Götzelmann 1992, S. 104, die „Informationsdefizite“ und „zeitliche Aspekte“ als weitere Kriterien zur Abgrenzung nennen. Während Riebel den Rohstoffbegriff auf Komponenten des betrieblichen Outputs anwendet, bleibt in dieser Arbeit der Rohstoffbegriff den Inputkomponenten bzw. Faktoren der betrieblichen Transformation vorbehalten. Ein Sekundärerzeugnis ist somit eine erwünschte, outputseitige Komponente (Produkt), die gänzlich oder teilweise aus Sekundärmaterial besteht.

100 Reduktion wird. 504 Sekundärrohstoff ist dann jene Inputkomponete, die wesentliche Anteile von Sekundärmaterial beinhaltet.

Tab. 2-2: Non-Produkt-Output und Material- u. Energieverluste als unerwünschte Outputkomponenten der Produktion (Quelle: eigene) 506 504 505 506

Zum Themenbereich der Produktion-Reduktion siehe Kapitel 2.4.3.3. Vgl. etwa Wicke 1991, S. 371 ff. Zu den Begriffen „Abprodukt“ und „Freiprodukt“ siehe die Ausführungen in Kapitel 2.4.3.3.

101 Die von Riebel als Sekundärrohstoffe charakterisierten Outputkomponenten werden in dieser Arbeit als Wertstoffe bezeichnet. Hinzu tritt die Wertenergie unter energetischen Aspekten. hinzu. Wertstoffe und Wertenergie sind als Kuppelprodukte nicht Sachziel der Erzeugung507, d.h. sie fallen gewissermaßen unabsichtlich an oder wird ihr Entstehen im Interesse des Erhalts erwünschter Outputkomponenten hingenommen. Sie leisten aber definitionsgemäß einen positiven wirtschaftlichen Beitrag, indem durch ihre Vermarktung (niedrige) Erlöse oder durch deren innerbetriebliche Nutzung die Reduktion von Kosten erzielt werden. Im ersten Fall handelt es sich um Wertstoffe508 und Wertenergie, wie sie in Tab. 2-2 unter „Wertstoff ext“ bzw. „Wertenergie ext“ grau hinterlegt eingeordnet sind. Im zweiten Fall handelt es sich um die innerbetriebliche Verwendung bzw. Verwertung von Wertstoffen oder um die innerbetriebliche Sekundärnutzung von Wertenergie („Wertstoff int“ und „Wertenergie int“ weiß hinterlegt in Tab. 2-2). Ein im Schrifttum häufig anzutreffendes Unterscheidungsmerkmal für unerwünschte Outputkomponenten ist ihre Aggregatsform (fest, flüssig und gasförmig). Im Hinblick auf das Erfordernis das Dissipationsvermögen dieser Outputkomponenten im Rahmen einer ökologisch nachhaltigkeitsorientierten Kreislaufwirtschaft zu beschreiben und einzuordnen ist diese Unterscheidung zweckmäßig, aber nicht hinreichend. Im Sinne einer feineren Unterscheidung von unerwünschten Outputkomponenten ist zunächst festzuhalten, dass Reststoffe und Restenergie 509 in der Produktion angefallene unerwünschte Outputkomponenten darstellen, die (noch) unter technosphärischer Beherrschung stehen.510 507

508

509

510

Eine Auseinandersetzung zur Frage der Sachzielzuordnung von – Sekundärstoffe beinhaltenden – Wertstoffen im Zusammenhang mit der Verankerung der ökologischen Nachhaltigkeit im unternehmerischen Zielsystem würde den Rahmen dieser Diskussion sprengen und unterbleibt daher. Ein Wertstoff, d.h. ein Reststoff mit dem Erlöse am Markt erzielt werden können bzw. der sortenrein innerbetrieblich anfällt, weist regelmäßig stoffliche Eigenschaften auf, die ein Einbringen in den innerbetrieblichen oder überbetrieblichen Wertstoffkreislauf im Wege einer „Wiederverwendung“ oder „Wiederverwertung“ und damit im Ursprungsprozess zulässt. Deshalb bezeichnet man solche Verwertungsvorgänge als „echtes Recycling“ (vgl. Steven 1994a, S. 264 f.). Der Begriff „Restenergie“ (zu Definition und Erläuterung dieses Begriffes siehe unten) wird dem, in der Verfahrenstechnik synonym verwendteten Begriff der „Abenergie“ vorgezogen, da das Präfix „Ab“ für unerwünschte Outputkomponenten der Produktion in dieser Arbeit bereits ökonomisch besetzt ist („Abprodukte nach Dyckhoff“). Analog dazu wird statt dem verfahrenstechnisch korrekten Begriff der Abwärme nun der Begriff der Restwärme eingeführt. Diese Festlegung geht mit der betrieblichen Praxis insofern konform, da etwa für Abfälle und Abwasser (als typische Abprodukte) regelmäßig pagatorische Kosten anfallen. Die Begriffe „Abenergie“ und „Abwärme“ stehen für unerwünschte energetische Outputkomponenten, die mit dem Anfall pagatorischer Kosten verbunden sind. Die „technosphärische Beherrschung“ durch den Menschen erfordert auf der Ebene der involvierten Unternehmen ein funktionierendes Umwelt-Controlling. Das in dieser Arbeit verwendete Verständnis von Umwelt-Controlling stützt sich auf das Verständnis des modernen Controllings, das als „[…] funktionsübergreifendes Steuerungskonzept mit der Aufgabe der ergebnisorientierten Koordination von Planung, Kontrolle und Informationsversorgung […]“ (Horváth 1996, S.141) bzw. als „[…] das Subsystem der Führung mit der Funktion der führungsinternen ergebniszielorientierten Koordination […]“ (Horváth 2009, S. 92) definiert wird.

102 Neben festen Stoffen können auch Stoffe im flüssigen oder im gasförmigen Aggregatzustand Reststoffe sein und sind als solche grundsätzlich beherrschbar. 511 Von den Reststoffen und Restenergien abzugrenzen sind jene unerwünschten Outputkomponenten, die – aus der technosphärischen Beherrschung entlassen – an die natürliche Umwelt (Luft, Wasser und Boden) abgegeben werden und als stoffliche bzw. energetische Emissionen (Tab. 2-2) bezeichnet werden. Manche stoffliche Komponenten von Emissionen sind nach ihrem Austrag in die natürliche Umwelt dort noch über (sehr) lange Zeiträume identifizierbar bzw. meßbar, ihre Auswirkungen sind aber oft nur mehr schwer oder nicht beeinflussbar. Im Rahmen der Produktion anfallende Reststoffe 512 werden typischerweise einer Verwendung bzw. Verwertung oder – als nicht-naturkompatible Komponente – einer Beseitigung bzw. Entsorgung zugeführt wird. Die stoffliche Verwendung oder Verwertung von Reststoffen kann innerbetrieblich erfolgen oder auf externem Wege („Recycling“)513. Eine innerbetriebliche Verwertung liegt etwa bei Produktionsabfällen vor, die unmittelbar in den Verarbeitungsprozess zurückgeführt werden. Erfolgt eine Verwendung bzw. Verwertung von Reststoffen auf externem Wege oder werden Reststoffe beseitigt bzw. entsorgt, d.h. verlassen die Reststoffe den Betrieb, so wird von Rückständen 514 gesprochen (Tab. 2-2). Rückstände können stofflich oder energetisch verwertet werden. Die Deponierung von Rückständen sowie die thermische Behandlung von Rückständen (zum Zwecke ihrer Inertisierung) wird unter dem Begriff der Beseitigung von Rückständen zusammengefasst. Rest(inhalts)stoffe können in Restluft und Restwasser vorhanden sein. In ihrer aggregatsmäßig festen Erscheinungsform – analog dem Abfall – werden sie als Reststoffe i.e.S. bezeichnet. Restwasser und flüssiger Reststoff werden dadurch abgegrenzt, dass Wasser das Trägermedium des Restwassers ist, in flüssigem Reststoff jedoch Wasser nicht das Trägermedium bildet bzw. nur in geringem Anteil enthalten ist. Analog grenzen sich Restluft und gasförmiger Reststoff ab: Luft ist das Trägermedium der Restluft, in gasförmigem Reststoff bildet Luft nicht das Trägermedium. Wie bereits oben festgehalten verbleiben Reststoffe als 511

512

513

514

Die Beherrschung von Reststoffen in flüssigem oder gasförmigem Aggregatzustand erfordert spezielle Vorrichtungen und Behältnisse. Das österreichische Abfallwirtschaftsgesetz 2002 verwendet statt dem Begriff des Reststoffs den Abfallbegriff. Zur objektiven („öffentliches Interesse“) und subjektiven („Entledigungsabsicht“) Definition des Abfalls siehe § 2 Abfallwirtschaftsgesetz 2002. Reststoffe können chemisch-physikalische Eigenschaften aufweisen, sodass mit dem Einsatz in den Ursprungsprozess das gewünschte (gleiche) Produkt hergestellt werden kann. Dieser Stoffkreislauf wird daher als Wertstoffkreislauf bzw. die Verwertung als „echtes Recycling“ bezeichnet. Nicht für das echte Recycling geeignete Reststoffe können vielfach für die Herstellung (niederwertigere) Produkte eingesetzt werden. Für solche Vorgänge wurde der Begriff „Weiterverwertung“ bzw. „Downcycling“ geprägt. (vgl. hierzu ausführlich Steven 1994a, S. 264 f.). Zu Definition und Formen des „Recycling“ siehe auch unter Kapitel 2.4.4.1.1 Punkt 4 (Umweltwirkungen in den Bereichen Recycling und Entsorgung). Vgl. zur Definition von Rückständen auch Strebel 2003b, S. 61 f.

103 kreislaufwirtschaftliche Kategorie in der Technosphäre, werden also nicht an die natürliche Umwelt abgegeben. Mit anderen Worten: Feste und flüssige Reststoffe beanspruchen (lediglich) Raum, der der natürlichen Umwelt entzogen wird. Eine praktische Bedeutsamkeit erlangt diese Inanspruchnahme von Raum bei der Entsorgung von Rückständen auf großen (Massen-)Abfalldeponien. Die hierbei aufgrund der Reduktionsprozesse entstehenden und in die Umweltmedien gelangenden Faulgase und Sickerwässer gehören jedoch nicht (mehr) zur Kategorie der unter technosphärischer Kontrolle stehenden Reststoffe. Vielmehr handelt es sich hier um die Kategorie der bereits erwähnten (und weiter unten definierten) Emissionen 515. Restluft besteht aus Restluftinhaltsstoffen und dem Trägermedien Luft. Restwasser besteht aus Restwasserinhaltsstoffen und dem Trägermedium Wasser. Werden Inhaltsstoffe oder Trägermedien aus technischen oder wirtschaftlichen Gründen aus Restwasser oder Restluft nicht rückgewonnen (z.B. Rückgewinnung von Prozesswasser aus Restwasser unwirtschaftlich) oder können Schadstoffe aus technischen Gründen nicht rückgehalten werden (z.B. Unvermögen Schwermetallmengen im Restwasser rückzuhalten die unter der Bestimmungsgrenze liegen 516 oder Unvermögen Kohlendioxid aus der Verbrennungsrestluft herauszufiltern), so werden sie – mitsamt mit dem jeweiligen Trägermedium (Wasser, Luft) – regelmäßig an Verwerter bzw. Entsorger abgegeben oder als Emission in die natürliche Umwelt freigesetzt. Restenergie ist ein unter betrieblicher bzw. technosphärischer Beherrschung stehender unerwünschter, energetischer Output. Die in der betrieblichen Praxis am häufigsten vorkommende Erscheinungsform der Restenergie ist Restwärme. Eine (teilweise) Nutzung der Restwärme betrieblicher Prozesse ist in vielen Fällen auch bei niedrigem Temperaturniveau möglich (etwa für Wand- und Fußbodenheizungen). Andere Formen der Restenergie sind etwa Schall, ionisierende Strahlung, Licht oder Erschütterungen. Falls bzw. soweit Restenergie nicht genutzt oder nicht behandelt wird und in die natürliche Umwelt abgegeben wird, handelt es sich um Fortenergie. Die in der betrieblichen Praxis am häufigsten vorkommende Fortenergie ist Fortwärme. Die in die natürliche Umwelt abgegebene Fortwärme wird Bestandteil der Umweltenergie und kann dann als Fortwärme nicht mehr identifiziert werden. 517 Als Sammelbegriff für Fortwasser und Fortluft als stoffliche Outputkomponente zum einen und Fortenergie als energetische Outputkomponente zum anderen wird „Emission“ verwendet. Betriebliche Emissionen sind somit direkt oder indirekt vom Betrieb ausgehende 515

516 517

Neben den Emissionen entstehen in Deponien als Bestandteil der Technosphäre aufgrund der stofflichenergetischen Transformationsprozesse weitere (beherrschbare) Reststoffe. Vgl. Energie AG 2002, S. 26. Vgl. Verein Deutscher Ingenieure 1995 (Entwurf VDI-Richtlinie 4600), S. 3.

104 stoffliche Outputkomponenten in festem, flüssigem oder gasförmigem Aggregatzustand sowie energetische Outputkomponenten in Form von Fortwärme, Schall, Licht, andere Strahlung oder Erschütterungen, die - aus technologischen und/oder wirtschaftlichen Gründen - nicht rückgehalten werden (können) und daher an die natürliche Umwelt abgegeben werden. Emissionen „entziehen“ sich definitionsgemäß - im Gegensatz zu Rückständen in Form von Abfall, Abwasser und Abluft - nach deren Eintrag in die natürliche Umwelt der technosphärischen Beherrschung. Abfall, Abwasser und Abluft 518 fallen im Zuge der betrieblichen Produktion als wirtschaftlich unerwünschte stoffliche Güter an. Sie bilden mit den Freiprodukten die Gesamtheit der betrieblichen Material- und Energieverluste (Tab. 2-2, Tab. 2-4: „Wirtschaftsungüter“). Das Präfix „Ab“ bei Abfall, Abwasser und Abluft bedeutet die ökonomische Besetzung dieser betrieblichen Outputkomponente („Abprodukte“ nach Dyckhoff). Demnach ist ihre Überantwortung an Nachstufen regelmäßig mit pagatorischen Kosten verbunden.519 Im Sinne der 3stufigen abfallrechtlichen Pflichtenhierarchie „Vermeiden-Verwerten-Beseitigen“520 sollen Produktion und Konsum so gestaltet werden, dass möglichst wenig „Abfälle“ 521 entstehen, entstandene Abfälle ordnungsgemäß und schadlos verwertet und nicht vermeidbare und verwertbare Abfälle umweltverträglich beseitigt werden. Als Sammelbegriff für Rückstände zur Beseitigung und Emissionen wird hier der Begriff der Material- und Energieverluste 522 eingeführt (fett umrandeter Bereich in Tab. 2-2).523 Eine technische Charakterisierung dieser unerwünschten Outputs ist in Tab. 2-3 ersichtlich. Hinsichtlich der Frage, welche unerwünschten Outputkomponenten mit pagatorischen Kosten verbunden sind, wird zunächst festgehalten, dass energetische Emissionen zurzeit in keinem Staat mit pagatorischen Kosten verbunden sind, d.h. Abenergie 524 ist ein in der Praxis nicht 518

519 520 521

522 523 524

Auf die Bezeichnung von betrieblichem Abfall/Abwasser bzw. betrieblicher Abluft wird meistens zur sprachlichen Vereinfachung verzichtet. Die Abgrenzung von unerwünschten, stofflichen Output, der nicht dem Produktionsbereich entstammt, erfolgt durch entsprechende Benennung (Abfall aus Haushalten Hausabfälle). Siehe hierzu die Ausführungen im nächsten Kapitel 2.4.3.3. Zu den Grundsätzen der österreichsichen Abfallwirtschaft siehe § 1 Abs. 2 Abfallwirtschaftsgesetz 2002. Mit „Abfall“ ist Abfall im Sinne des österreichischen Abfallwirtschaftsgesetz 2002 gemeint. Da jedoch mit dem Präfix „Ab“ die ökonomische Eigenschaft von unerwünschten Outputkomponenten zum Ausdruck kommen soll, wird hier der Reststoffbegriff präferiert. Die - in anderen Kapiteln dieser Arbeit - synonyme Verwendung der Begriffe „Reststoff i.e.S.“ und „Abfall“ geht mit der betrieblichen Praxis insofern konform, da mit die Abgabe von Reststoffe i.e.S. (also „Abfälle“ im Sinne des österreichischen Abfallwirtschaftsgesetzes) an einschlägige Sammler und Entsorger regelmäßig ein realer Aufwand verbunden ist. Vgl. International Federation of Accountants 2005, S. 36. Siehe hierzu auch die Ausführungen unter Kapitel 3.4.4.3. Das Präfix „Ab“ bei „Abenergie“ steht für die ökonomische Besetzung der unerwünschten energetischen Outputkomponente und muss von dem in der Verfahrenstechnik verwendteten Begriff der Abenergie unterschieden werden.

105 auftretendes Phänomen. Anders stellt sich dies bei der Abgabe von stofflichen Rückständen an technosphärische Verwerter/Entsorger sowie beim Austrag in die natürliche Umwelt dar. Seitens des Erzeugers/Abgebers sind für den Transport und/oder die Beseitigung von Rückständen in der betrieblichen Praxis durchgängig Abfall- bzw. Abwasserabgaben zu entrichten.

RÜCKSTAND zur Beseitigung bzw. Entsorgung EMISSIONEN

MATERIAL- UND ENERGIEVERLUSTE

Physische Erscheinungsformen des Non-ProduktOutputs

Legende:

Stoffe: mögl. Aggregatzustand Energie: Trägermedium

Differenzierung des Non-ProduktOutputs nach - Inhalt und - Trägermedium

fest

flüssig

gasförmig

Reststoff i.e.S.

x

x

x

- Chemische Zusammensetzung

Restwasser

-

x

x

- Restwasserinhaltsstoffe - Wasser

Restluft

-

-

x

- Restluftinhaltsstoffe - Luft

Stoffe in Boden

x

x

x

- Stoffe in Boden - Boden

Fortwasser

-

x

x

- Fortwasserinhaltsstoffe - Wasser

Fortluft

-

-

x

- Fortluftinhaltsstoffe - Luft

Fortenergie

x

x

x

- Fortwärme, Schall, nicht-ionisierende Strahlung (Licht, Funk), ionisierende Strahlung, Erschütterungen - Stoff/Raum

x = zutreffendes Merkmal

Tab. 2-3: Technische Charakterisierung des Non-Produkt-Outputs der betrieblichen Produktion (Quelle: eigene)

Wirtschaftlich ist dies insofern von Bedeutung, als diese Outputkomponenten ausnahmslos bei jedem Produktions- und Dienstleistungsbetrieb auftreten. Für das Einleiten von Fortwasser sind in einigen europäischen Staaten Abgaben zu entrichten. 525 Betriebliches 525

In Deutschland ist seit dem Jahr 1981 – basierend auf einem 1976 in Kraft getretenen Gesetz für das Einleiten von Abwasser in ein Gewässer – eine Abwasserabgabe zu entrichten (nach den oben verwendeten Termini handelt es sich um eine Fortwasserabgabe, da die Gebühr auf jene angefallenen Restwasseranteile erhoben wird, die in das Gewässer eingeleitet und damit Bestandteil der natürlichen Umwelt werden. Die nach Gewässerbelastung berechneten Abgaben sollen einen lenkenden Effekt auf die Art der Abwasserbehandlung ausüben. Das Gesetz unterscheidet drei Arten von Abgaben: (1) Abgaben für Schmutzwasser, (2) Abgaben für Niederschlagswasser und (3) Abgaben für Fortwasser von Kleineinleitern. Die Schädlichkeit des Fortwassers wird durch „Schadeinheiten” definiert, die bei allen drei Abgabearten als Berechnungsgrundlage dienen. Ausführlich hierzu etwa unter http://www.lua.nrw.de (Landesamt für Natur, Umwelt und Verbraucherschutz Nordrhein-Westfalen).

106 Fortwasser fällt regelmäßig bei kommunalen Abwasserreinigungsbetrieben an sowie bei Produktionsbetrieben, die selbst solche Reinigungsanlagen betreiben. Die Frage, ob und inwieweit der Eintrag von Fortluft bzw. ihrer Inhaltsstoffe für ein Unternehmen mit pagatorischen Kosten verbunden ist, hängt zum einen von den jeweiligen nationalen umweltpolitischen Rahmenbedingungen ab, immer stärker jedoch zum anderen von Initiativen, Richtlinien und Verordnungen auf transnationaler Ebene und dem damit zusammenhängenden nationalen Umsetzungsstand in den Mitgliedsländern.526 So fallen etwa heute für Großemittenten von Kohlendioxid in Europa Kosten in Höhe der für den Treibhausgasausstoß zu erwerbenden Emissionszertifikate an. 527

2.4.3.3 Einbezug der physischen Komponenten der ökologischen Nachhaltigkeit in das Input-Output-Modell der Produktion-Reduktion Zwei Jahrzehnte nach Riebel (ein Jahrzehnt nach Busse von Colbe/Lassmann) setzt sich Jahnke Mitte der 1980er Jahre mit Formen des Nonprodukt-Outputs und dessen Einbezug in die Produktions- und Kostentheorie wieder auseinander und versucht die Thematik in der Betriebswirtschaftslehre aufleben zu lassen. 528 Erst ein weiteres Jahrzehnt später gelingt es Dyckhoff 529 vor dem Hintergrund einer sich etablierenden ökologisch orientierten Betriebswirtschaftslehre die Entwicklung eines allgemein tragfähigen Ordnungsrahmens relevanter Güter- und Prozesskategorien der betrieblichen Produktion maßgeblich zu beeinflussen. Er adaptiert das rein ökonomische Input-OutputModell von Gutenberg im Hinblick auf kreislaufwirtschaftliche Anforderungen, indem er Faktoren und werterhöhte Produkte mittels Gut- und Übel-Kategorien -neu ausdifferenziert und gliedert. 530 Der Kritik am Gutenberg-Modell begegnet Dyckhoff, indem er Faktoren und Produkte, die zwar produktionsrelevant, jedoch ökonomisch ergebnisneutral sind, als

526

527

528 529 530

So wird etwa aktuell im Rahmen der Revision der europäischen IPPC-Richtlinie der Emissionshandel für Stickoxide diskutiert (vgl. Grassl 2007, S. 19). Im Vorfeld hierzu wird etwa von Österreich der Jahresmittelgrenzwert der Stickstoffdioxid-Immissionskonzentration im Wege des Immissionsschutzgesetzes Luft 2001 mit einem Maximalwert von 30 —g/m3 um 10 —g/m3 unter dem in der Feinstaubrichtlinie (EU 1999) für die Jahre ab 2012 festgelegten Maximalwert von 40 —g/m3 festgesetzt (zur diesbezüglichen Betroffenheit und den Reaktionen der Unternehmen, die im Zuge einer Umfrage im Jahr 2006 vom Verfasser erhoben und erörtert wurden, siehe Prammer 2007a). Die am 13.10.2003 beschlossene Richtlinie 2003/87/EG über ein System für den Handel mit Treibhausgasemissionszertifikaten bildete die Grundlage für die Einführung des EU-weiten Emissionshandels am 1.1.2005 (vgl. EU 2003b). Vgl. Jahnke 1986, S. 4. Vgl. Dyckhoff 1991, 1992a, 1992b, 1993, 1994, 1995a, 1995b, 1996a, 1996b und 1996c. Vgl. Dyckhoff 1992, S. 70 und Dyckhoff, 2000b, S. 37 f. Zur jüngsten Diskussion über die Neukonzeption der Produktionstheorie vgl. Dyckhoff 2003, S. 705 ff.

107 „Neutra“ 531, 532 in das Input-Output-Modell einführt. Mit dieser Überlegung können etwa Emissionen in diesem ökonomisch determinierten Modell erfasst werden, die zwar zurzeit kostenlos in die natürliche Umwelt eingetragen werden, für die jedoch erwartet wird, dass sie zukünftig bewirtschaftet werden bzw. ihr Eintrag mit pagatorischen Kosten verbunden sein wird. Aus produktionswirtschaftlicher Sicht ist dies eine Novität, da ergebnisneutrale Inputund Outputkomponenten bislang wegen der fehlenden Entscheidungsrelevanz keine Berücksichtigung gefunden hatten. Unbewirtschaftete und bewirtschaftete Güterkomponenten werden nun in dieser Arbeit in einen Bezugsrahmen für Produktion und Reduktion gestellt und folgend im Hinblick auf die Anforderungen der ökologischen Nachhaltigkeit ausdifferenziert. Ziel der Reduktion ist die Transformation von Abfällen, Abwasser und Altlasten in erwünschte Objekte. Während die Produktion gleichsam einseitig auf die Erstellung von Gütern für den Absatzmarkt gerichtet ist, umfasst die Reduktion zwei unterschiedliche Zielrichtungen und Aufgabenbereiche: (1) Die Transformation von Abfällen, Abwasser und Altlasten („Reduzenda“ 533) zu Sekundärerzeugnissen des Absatzmarktes und (2) die Transformation von Abfällen, Abwasser und Altlasten zu naturidenten oder naturkompatiblen Gütern („Redukte“ 534), die problemlos in die natürliche Umwelt freigesetzt werden können (Tab. 2-4). Mit der Erweiterung der Produktionstheorie um die Aspekte der Reduktion findet das kreislaufwirtschaftliche Gedankengut im Sinne der ökologischen Nachhaltigkeit auch Eingang in die Kostentheorie. ad (1) Reduktion von Abfällen, Abwasser und Altlasten zu Sekundärerzeugnissen des Absatzmarktes: Gegenstand dieser Reduktionsform ist die Umwandlung von Reduzenda (Tab. 2-4) als unerwünschte Ergebnisse vorangegangener Transformationsprozesse in Sekundärerzeugnisse und/oder Energie (Produkte), wobei die hierfür erforderlichen Einsatzfaktoren als Reduktionsfaktoren bezeichnet werden. Hinsichtlich der angestrebten Sachziele stimmt „Reduktion“ mit „Produktion“ überein, jedoch unter Einsatz von anderen Materialien, d.h. mit 531 532

533

534

Neutrum [lat.]: „keines von beiden“. Dyckhoff bezeichnet die inputseitigen Neutra als „Beifaktoren“, die outputseitigen Neutra als „Beiprodukte“. Vgl. Dyckhoff 2000b, S. 37. Dyckhoff verwendet für ein inputseitiges Ungut den Begriff „Redukt“, wobei dieser Begriff als ökonomisches Pendant (Erlösträger auf der Inputseite) zum Produkt (Erlösträger auf der Outputseite) semantisch plausibel erscheint. Wird jedoch nicht der ökonomische, sondern der ökologische bzw. stofflichenergetische Aspekt in den Vordergrund gestellt, dann kann – entsprechend dem Vorschlag von Halfmann 1996, S. 41 und Sterr 2003, S. 103 – von „Reduzendum“ gesprochen werden (reducendum [lat.]: Rückzuführendes). Dyckhoff verwendet für ein inputseitiges Ungut den Reduktbegriff. Da aus stofflich-energetischer Perspektive ein „Redukt“ jedoch das Ergebnis eines Reduktionsvorganges ist, wird der Begriff des Reduktes nun für die erwähnten outputseitigen Komponenten verwendet (vgl. hierzu auch die Diskussion Sterr, 2003, S. 103 und die vorige Fußnote).

108 Abfällen, Abwasser und Altlasten, deren Reduktion bereits Erlöse 535 erbringt: Zusätzliche Erlöse können durch die hergestellten Sekundärerzeugnisse536 („Pre-Reduktion“, „Reduktion für den Markt“) am Markt erzielt werden. Die Anforderungen an das Sekundärerzeugnis werden von den jeweiligen Produktions-, Reduktions- oder Konsumtionsintentionen der Marktteilnehmer bestimmt. Die hierfür eingesetzten Reduktionsfaktoren können - wie bei Produktionsprozessen - aus primären oder sekundären Quellen stammen. Gehen bei der Herstellung der Sekundärerzeugnisse die Reduzenda stofflich ins Produkt ein, so kann der Hersteller als abfallintegrierender Reduzent bezeichnet werden. Gehen die Reduzenda nicht stofflich ins Produkt ein, wie dies etwa bei ausschließlich thermischer Verwertung der Fall ist, so wird von einem abfallentsorgenden Reduzenten gesprochen. So wie bei der Produktion fallen auch bei diesen Transformationsprozessen Emissionen und Abfälle an. ad (2) Die Transformation von Abfällen, Abwasser und Altlasten zu naturidenten oder naturkompatiblen Gütern als Stoffe bzw. Stoffgemische: Ziel dieser Umwandlung von unerwünschten Outputobjekten vorangegangener Transformationsprozesse in naturidente oder naturkompatible Stoffe („Redukte“) ist deren problemloser Eintrag und Reintegration in die natürliche Umwelt, sodass diese für weitere natürliche Kreislauf- und Sedimentationsprozesse verfügbar sind. Die Vorgaben zu dieser Form betrieblicher Leistungserstellung stammen aus der natürlichen Umwelt („Finalreduktion“, „Reduktion für die natürliche Umwelt“)537 und nicht aus dem Markt. Den wirtschaftlichen Kontext der Finalreduktion vorwegnehmend, erzielen Finalreduzenten ihre Erlöse nicht durch das Vermarkten von Produkten, sondern ausschließlich durch das Transformieren von Reduzenda in Redukte. Redukte werden zwar ebenso wie die Freiprodukte kostenfrei - d.h. ohne Umweltwirkungskosten538 - in die natürliche Umwelt eingetragen, ihre Herstellung ist aber - im Gegensatz zu anfallenden Kuppelprodukten bei der Produktion - Hauptzweck der Reduktion. Dies ist etwa bei einem Abwasserreinigungsbetrieb der Fall, der eingesetztes Abwasser (Reduzendum) unter Zugabe bestimmter Stoffe und Organismen (Reduktionsfaktoren) in eine Güteklasse umwandelt (Redukt), sodass die Wasserqualität des unbelasteten Gewässers (als Teil der natürlichen Umwelt), in das das Redukt eingeleitet wird, nahezu gleich ist der Wasserqualität des Reduktes selbst. Die für die Finalreduktion eingesetzten Faktoren können aus primären oder sekundären Quellen stammen. Auch wenn es nicht Hauptzweck der Finalreduktion ist,

535 536

537

538

Reduzenda auf der Inputseite bilden das ökonomische Pendant zu Produkten auf der Outputseite. Im Unterschied zur „Kondukte-Betrachtung“ Riebels sind Sekundärerzeugnisse dem Sachziel des PreReduzenten zuzuordnen und damit Ausdruck des – im unternehmerischen Zielsystem verankerten – kreislaufwirtschaftlichen Gedankengutes. Grundsätzlich kann der „Markt“ sowohl Produktions- als auch Reduktionsleistungen erbringen. Da es für die Marktteilnehmer jedoch ökonomisch attraktiver erscheint, positive Werte zu schaffen als bestehende negative Werte als solche zu erkennen und zu beseitigen, herrscht mangelnde Nachfrage nach Reduktionsleistungen, insbesondere nach finalen Reduktionsleistungen. Zu den Umweltwirkungskosten siehe Kapitel 3.4.4.2.

109 Sekundärstoffe und/oder Restenergie hervorzubringen, so können diese als Kuppelprodukte entstehen. Auch bei dieser Form der Reduktion können Emissionen und Abfälle anfallen, im Fall einer Abwasserreinigungsanlage etwa Abfälle in Form von Klärschlamm. Es wird nun ein Input-Output-Modell der Produktion-Reduktion vorgestellt (Tab. 2-4), das eine verbesserte Abbildungsqualität im Hinblick auf die Aspekte der ökologischen Nachhaltigkeit aufweist und auf dessen Mengengrundlage in weiterer Folge (Kosten-)Werte aufgesetzt werden können. 539 Der umweltwirtschaftliche Charakter dieses Modells kommt durch Berücksichtigung der stofflich-energetischen Aspekte (vertikale Sicht) und der wirtschaftlichen Aspekte (horizontale Sicht) zum Ausdruck. 540 Die Horizontalsicht dieses Modells zeigt bewirtschaftete Güter (Wirtschaftsungüter und Wirtschaftsgüter) sowie freie Güter 541. Charakteristikum der bewirtschafteten Güter ist, dass es sich um ökonomisch bewertete Objekte handelt, die den Begriff des Wirtschaftens mit dem Guts- bzw. Ungutsbegriff 542 verbinden. Charakteristikum der nicht bewirtschafteten, d.h. freien Güter ist, dass sie nicht ökonomisch bewertet werden oder ökonomisch nicht bewertbar sind. Wirtschaftsgüter umfassen Faktoren als Inputobjekte, soweit ihr betrieblicher Einsatz mit Kosten verbunden ist 543 sowie Produkte als Outputobjekte, die für den Absatzmarkt bestimmt sind und mit denen Erlöse erzielt werden können. Zu den Wirtschaftsungütern gehören Abprodukte, d.h. jene bei Transformationsprozessen anfallenden unerwünschten Outputkomponenten (etwa Abfälle, Abwasser und bestimmte Emissionen544) die mit pagatorischen Kosten seitens des Erzeugers bzw. Abgebers verbunden sind, sowie Reduzenda, d.h. zu reduzierende Abfälle, Abwässer und Altlasten. Während der Anfall des Wirtschaftsungutes „Abprodukt“ Kosten verursacht, werden mit dem Einsatz des Wirtschaftsungutes „Reduzendum“ Erlöse erzielt. Bei freien Gütern handelt es sich um Güter, die ohne realen Aufwand oder andere Beschränkungen aus der natürlichen Umwelt entnommen (Freifaktoren) oder an sie abge-

539 540 541 542 543

544

Siehe hierzu Kapitel 2.4.4.2. Vgl. auch das Vorläufermodell in Malinsky/Prammer 2005, S. 337 ff. Zu den freien Gütern siehe Kapitel 2.4.1. Dyckhoff hat für die in dieser Arbeit als „Ungüter“ bezeichneten Güter den Begriff „Übel“ gewählt. Faktoren sind insofern ökonomisch erwünscht, als durch Erzeugung und Absatz der Produkte Erlöse am Markt erzielt werden können, die die Kosten der eingesetzten Faktoren übersteigen. Emissionen gelten als ökonomisch unerwünscht, wenn mit ihrem Ausstoß Kosten verbundenen sind. Ökologisch gelten sie als unerwünscht, wenn durch ihren Eintrag in die natürliche Umwelt ökologisch negative Umweltwirkungen entstehen.

110 Physische Komponenten der ökologischen Nachhaltigkeit

INPUT aus der natürlichen Umwelt ökologisch negativ

aus der künstlichen Umwelt

FREIE GÜTER

FREIFAKTOR x x x x x

1)

Solarenergie Regenwasser2) Luftsauerstoff2) Luftstickstoff2) Grünschnitt2)

x Kabeljau (Überfischung in Gemeinschaftsund internationalen Gewässern)

in die künstliche Umwelt

WIRTSCHAFTSGÜTER

x nachwachsender Rohstoff2) x nachwachsender Energieträger2)

x nicht-nachwachsender Rohstoff/ Energieträger

-5)

-5)

x Altlast (kontaminierter Bestand der natürl. Umwelt)

ökologisch negativ

ökologisch kompatibel

x Krypton-85Emission in die Atmosphäre3)

x Abgabe von Wärme durch Nutztiere in die Atmosphäre

PRODUKT x Halbfabrikat x Aluminium (Sekundärrohstoff)

x Fertigerzeugnis x Glas (Sekundärerzeugnis)

REDUZENDUM

-

in die natürliche Umwelt

FREIPRODUKT (einschließlich REDUKT)

FAKTOR

WIRTSCHAFTSUNGÜTER

Wirtschaftliche Komponenten der ökolog. Nachhaltigkeit

ökologisch kompatibel

OUTPUT

x herkömmliche Pestizide, Insektizide

x Saatgut aus biologischer Landwirtschaft x Biopestizide

ABPRODUKT x Altöl (gefährlicher Abfall) x Industrieller Klärschlamm

x Lackschlamm (gefährlicher Abfall) x Abwasser (zur ARA)

x CO2 -Emission bei Verbrenng. fossiler Energieträger4)

-

1) Solarenergie tritt zwar innerhalb der natürlichen Umwelt in Erscheinung (direkt: Strahlungsenergie; indirekt: Erwärmung der Atmosphäre und der Erdoberfläche, Verdunstung und Niederschlag, Wind, Biomasse) und kann durch Einsatz entsprechender Hilfsmittel aus der natürlichen Umwelt „entnommen“ werden, die Quelle dieser Energieerscheinungsformen befindet sich jedoch außerhalb der natürlichen Umwelt. 2) Es wird angenommen, dass die Entnahme der Komponente das Ausmaß der natürlichen Regeneration dieser Komponente nicht übersteigt. 3) Es wird angenommen, dass für Krypton-85-Emission, wie sie im Zuge der Nutzung der Kerntechnologie zur Energieerzeugung heute abgegeben werden, keine Umweltwirkungskosten anfallen. 4) Es wird angenommen, dass für CO2–Emissionen Umweltwirkungskosten (Emissionszertifikatskosten) anfallen. 5) Kategorie, die im Wirtschaftssystem (noch) keine Bedeutung hat. Legende: Input-Output-Kategorien der ökologisch nachhaltigen Produktion-Reduktion

Input-Kategorie der ökologisch nachhaltigen Stoffwirtschaft in ihrer Anfangsphase

Tab. 2-4: Input-Output-Modell der Produktion-Reduktion unter dem Aspekt der ökologischen Nachhaltigkeit mit beispielhaften Angaben (Quelle: adaptiert nach Malinsky/Prammer 2005, S. 363)

geben werden (Freiprodukte). Freifaktoren sind Güter, die - relativ zum Bedarf - in großen Mengen in der natürlichen Um- und Rahmenwelt vorkommen und für alle Wirtschaftssubjekte ökonomisch frei verfügbar sind. 545 545

Während der Begriff der Freifaktoren auf die kostenfreie Nutzung der Faktoren abstellt, zielt der Begriff der Allmendefaktoren auf den freien Zugang zur Nutzung der Ressource ab. Kosten- und Zugangsfreiheit treffen

111 Typische Beispiele für solche Inputobjekte sind Luftsauerstoff der natürlichen Umwelt für Verbrennungsprozesse, Flusswasser als betrieblich genutztes Kühlwasser, Regenwasser als betrieblich genutztes Brauchwasser oder die auf das Betriebsgelände einstrahlende - aus der extraterrestrische Rahmenwelt546 stammende - Sonnenenergie zum Zwecke der energetischen Nutzung. Das Pendant zu den freien Faktoren bilden die Freiprodukte. Bei einem solchen Gut handelt es sich um ein zwangsläufig angefallenes Outputobjekt eines Transformationsprozesses (Kuppelprodukt), das nicht dem Markt zugeführt wird oder werden kann, sondern kostenfrei in die natürliche Umwelt eingetragen wird. Ein typisches Beispiel hierfür ist Stickstoff, der kostenfrei in die Atmosphäre emittiert werden kann (Tab. 3-3 in Kapitel 3.4.4.3). Die Vertikalsicht vermittelt die stofflich-energetische Perspektive des Input-Output-Modells der Produktion und Reduktion. Hier werden die Input-Output-Kategorien in stofflichenergetische Quellen und Senken der natürlichen Umwelt und in solche der künstlichen Umwelt unterteilt. Darüber hinaus ist die Unterscheidung zwischen ökologisch kompatiblen und ökologisch nicht-kompatiblen Input-Output-Objekten innerhalb der natürlichen Umwelt von Bedeutung, wobei die Frage der ökologischen Kompatibilität sowohl ökologischquantitative als auch ökologisch-qualitative Kriterien umfasst. Beispiele zu einer diesbezüglichen Einordnung zeigt Tabelle 2-4. Die Eigenschaft eines ökologisch kompatiblen Gutes bedingt, dass dessen Entnahme oder Eintrag zu keinen negativen Auswirkungen in der natürlichen Umwelt führen darf. Innerhalb der künstlichen Umwelt verbleibende Input- bzw. Outputobjekte werden als ökologisch neutral klassifiziert, da von ihnen idealtypisch keine Beeinflussung der natürlichen Umwelt ausgeht. Die in Tabelle 2-4 beispielhaft angeführten Wirtschafts(un)güter bestehen jedoch nicht nur aus den per Definition (zur Zeit) „technisch beherrschbaren“ stofflichenegetischen Komponenten547 (und sind deshalb der künstlichen Umwelt zugeordnet), sondern auch aus Komponenten, die in die natürliche Umwelt dissipieren. Solche Einträge können ökologisch kompatibel oder nicht-kompatibel sein. In diesem Zusammenhang ist eine ökologisch nachhaltige Stoffwirtschaft dadurch charakterisiert, dass ökologisch nicht-kompa-

546

547

uneingeschränkt bei Umweltgütern wie Solarstrahlung (direkte Nutzung der Solarenergie), Luftstickstoff oder Regenwasser zu. Bei vielen anderen nahezu kostenfreien Umweltgütern wird der (niedrige) Preis durch die Kosten für Gewinnung, Transport und Bereitstellung bestimmt, wie dies etwa bei Trinkwasser in den meisten europäischen Ländern der Fall ist. Die Ressourcen der extraterrestrischen natürlichen Rahmenwelt erscheinen unendlich, d.h. die Solarenergie kann als ökologisch nicht knapp betrachtet werden. Beschränkungen bei Nutzung dieser extraterrestrischen Ressource ergeben sich jedoch durch die endliche Verfügbarkeit von Fläche bzw. Boden auf der Erde. Die Frage der betrieblichen bzw. technosphärischen Beherrschung eines (Un-)Gutes hängt von den stofflichenergetischen Eigenschaften des (Un-)Gutes selbst ab sowie von den zum Zwecke der Beherrschung eingesetzten technischen und organisatorischen Hilfsmitteln. So können etwa gefährliche Abfälle, die im flüssigen oder gasförmigen Aggregatzustand anfallen, durch geeignete Behältnisse und effektive Anwendung geeigneter Regelwerke stofflich-energetisch beherrschbar gemacht werden.

112 tible Input- und Outputobjekte, wie sie in Tab. 2-4 grau gekennzeichnet sind, idealtypisch nicht existieren. 548 Altlasten bzw. kontaminierte Bestände der natürlichen Umwelt (dunkelgrau hinterlegtes Reduzendum in Tabelle 2-4) nehmen als ökologisch negative Resultate der heutigen Stoffwirtschaft eine Sonderstellung ein, indem sie zwar idealtypisch nie als Ergebnis einer ökologisch nachhaltigen Produktion-Reproduktion anfallen, jedoch in diese als Inputkomponente einfließen. Diese Güterkategorie existiert in einer ökologisch nachhaltigen Stoffwirtschaft als Input-Komponente somit nur vorübergehend. Der Einbezug der physischen Komponenten der ökologischen Nachhaltigkeit in das InputOutput-Modell der Produktion-Reduktion steigert dessen ökologisch nachhaltigkeitsorientierte Abbildungsleistung bei der Darstellung von Transformationsprozessen.

2.4.4

Umweltbilanzen und betriebswirtschaftliche Ansätze zur verursachungsgerechten Abbildung von betrieblichen Umweltwirkungen

In Analogie zur Bestimmung von Kosten (und Erlösen) im Rechnungswesen können zwei Schritte zur Bestimmung von Umweltwirkungen unterschieden werden. Zunächst ist zu prüfen, ob bzw. in welcher Höhe Umweltwirkungsmengen anfallen („Bestimmung der mengenmäßigen Komponente betrieblicher Umweltwirkungen“). Auf die diesbezüglichen Ansatz- und Abgrenzungsproblematik wird in Kapitel 2.4.4.1 eingegangen. In einem zweiten Schritt ist das abgebildete Mengengerüst zu bewerten. („Bewertung des Mengengerüsts betrieblicher Umweltwirkungen“). Die Ausführungen zur Bewertungsproblematik finden sich in Kapitel 2.4.4.2 und Kapitel 3.4. Es stellt sich auch die Frage nach dem Zweck, den ein Unternehmen mit der Abbildung und Bewertung von betrieblichen Umweltwirkungen verfolgen kann. Dieser, nur im Kontext mit der unternehmenspolitischen Ausrichtung zu Umweltschutz und Nachhaltigkeit zu klärenden Fragestellung wird in Kapitel 4 nachgegangen. Anhaltspunkte für die mengenmäßige Erfassung liefern die Aufzeichnungen und Kenntnisse über die betrieblichen Transformationsprozesse sowie bereits vorliegende Dokumentationen ökologischer bzw. ökologieorientierter Bewertungen betrieblicher Umweltwirkungen.

548

Sind ökologisch nicht-kompatible Objekte zwar (noch) vorhanden, die Bestrebungen aber auf eine (weitere) systematische und wirkungsvolle Minimierung dieser Objekte ausgerichtet, so kann von einer ökologisch nachhaltigkeitsorientierten Stoffwirtschaft gesprochen werden.

113 2.4.4.1 Zur Abbildung der mengenmäßigen Komponente betrieblicher Umweltwirkungen Das Mengengerüst der in einen Betrieb ein- und ausgehenden Input- und Outputkomponenten bildet die Grundlage für deren spätere Bewertung im Rahmen des Rechnungswesens. Jene Input- und Outputkomponenten, die auf direktem oder indirektem Weg in die natürliche Umwelt gelangen oder von dort stammen, bilden das Mengengerüst der betrieblichen Umweltwirkungen, die das umweltorientierte Rechnungswesen möglichst realitätsgetreu abzubilden hat. Sind die anfallenden Umweltwirkungen im Rechnungswesen bereits berücksichtigt, so handelt es sich um internalisierte Umweltwirkungen, ist dies nicht der Fall, um externalisierte Umweltwirkungen. Zahlreiche Umweltwirkungen werden schon deshalb mengenmäßig erfasst, weil mit ihnen pagatorische Kosten verbunden sind, d.h. die (Teil)Internalisierung kommt hier in der Buchhaltung zum Ausdruck. Entsprechend der unternehmerischen Zielsetzung sind aber darüber hinaus auch jene Umweltwirkungen mengenmäßig zu erfassen, für die keine pagatorischen Kosten anfallen. Dies ist regelmäßig dann der Fall, wenn gesetzliche Aufzeichungspflichten bestehen, wie etwa für die Bewegungen und Lagerbestände wassergefährdener Stoffe, wobei sich in diesem konkreten Fall die Mengenflüsse nicht nur auf die gegenwärtigen Umweltwirkungen beziehen, sondern auch auf potentielle (also möglicherweise in Zukunft) auftretende Umweltwirkungen. Während Betriebe, die Rohstoffe abbauen und fossile Energieträger gewinnen, regelmäßig inputseitig und outputseitig hohe direkte Umweltwirkungen auslösen, verschiebt sich dies bei der anschließenden betrieblichen Nutzung und Veredelung der Zwischenprodukte in Richtung outputseitiger direkter (mehr oder weniger hoher) Umweltwirkungen.549 Dies hängt damit zusammen, dass sich die Entnahme natürlicher Ressourcen auf „wenige“ hoch spezialisierte Unternehmen konzentriert, jeder weitere - diese Zwischenprodukte stofflich-energetisch transformierende - Schritt jedoch mit der Entstehung von Emissionen verbunden ist und sich diese direkten Umweltwirkungen damit über die gesamte Stoffflusskette „verteilen“. Zunächst erscheint die Untersuchung der direkten, vom Unternehmen unmittelbar ausgelösten und beeinflussbaren Umweltwirkungen geboten. Diese Vorgangsweise entspricht dem Stand der industriellen Praxis, die sich im Wesentlichen auf die Erfassung der anfallenden Emissionen beschränkt. In einem weiteren Schritt sind auch die indirekten, durch Entscheidungen des Unternehmens vorbereiteten und durch Entscheidungen und Handlungen von Lieferanten und Kunden in den jeweiligen Vor- und Nachstufen ausgelösten Umweltwirkungen in die Analyse einzubeziehen. Für solche Analysen ist das Instrument der Öko549

Die von den verarbeitenden Betrieben eingesetzten Inputkomponenten stammen in geringem Ausmaß unmittelbar aus der natürlichen Umwelt und in hohem Ausmaß aus den wirtschaftlichen Vorstufen.

114 bilanz geeignet. Ein wesentlicher Teilschritt bei der Erstellung der Ökobilanz besteht in der mengenmäßigen Erfassung aller relevanten Stoff- und Energieströme („Sachbilanz“), die von der natürlichen Umwelt oder in die natürlichen Umwelt über die Bilanzgrenze fließen, wobei hier alle Phasen des ökologischen Produktlebenszyklus mitsamt den relevanten Transportvorgängen betrachtet werden.550

2.4.4.1.1

Direkte und indirekte Umweltwirkungen des betrieblichen Leistungsprozesses - Entstehung und Ansatzpunkte zur Reduktion

Die Messung der Umwelteinwirkungsmengen bildet eine wichtige Voraussetzung für die Zuverlässigkeit von Ergebnissen, die bei einer nachfolgenden ökologischen Bewertung erzielt werden. 551 In der Praxis sind Messungen jedoch oft nicht oder nicht mit ausreichender Genauigkeit möglich. Hier treten dann - oft auf Grundlage von Anlagenplänen und Prospektdaten - Berechnungen und/oder Abschätzungen (hinzu). Messen kann als Zuordnung von Zahlen oder Symbolen zu Objekten und Ereignissen nach bestimmten Regeln definiert werden. 552 Je nach Zweck der Messung können die Ergebnisse mit Hilfe von Nominal-, Ordinal- und Kardinalskalen charakterisiert werden553, wobei die Unterschiede zwischen den Messergebnissen die Unterschiede zwischen den Objekten widerspiegeln. Zur Abbildung von monetären und technisch-physikalischen Mengengrößen werden regelmäßig Kardinalskalen herangezogen. Folgend wird die Entstehung von Umweltwirkungen, die mit den zu verrichtenden Aufgaben (1) Beschaffung, (2) Produktion, (3) Absatz und Transport sowie (4) Recycling und Entsorgung verbunden ist überblicksmäßig dargestellt („funktionale Perspektive“) sowie mögliche Ansatzpunkte zu ihrer Reduktion diskutiert. ad (1) Umweltwirkungen der Beschaffung Die klassischen Aufgaben der Beschaffung bestehen darin, benötigte Güter in der richtigen Menge, am richtigen Ort, zum richtigen Zeitpunkt, in der richtigen Qualität, zu minimalen

550 551

552 553

Zu Begriff und Entwicklung des Instrumentes „Ökobilanz“ siehe Kapitel 2.4.4.1.2.2. Der markante Unterschied zwischen der Erfassung des Mengengerüstes betrieblicher Umwelteinwirkungen und seiner ökologischen Bewertung ist, dass ersteres auf naturwissenschaftlichen Erkenntnissen beruht („harte Aspekte“), letzteres jedoch auf unterschiedlichen Werthaltungen und subjektiven Urteilen der Bewertungsakteure („weiche Aspekte“). Vgl. hierzu Prammer 1996, S. 233. Vgl. Picot 1977, S. 165 und Wysocki 1976, S. 171. Mit Hilfe einer Nominalskala wird die Identität bestimmt. Mit Hilfe einer Ordinalskala wird eine Rangordnung festgelegt. Mittels einer Kardinalskala werden quantitative Merkmale durch Abstände von Skalenwerten gemessen, wobei diese Skalenwerte reelle Zahlen sind und alle Ordnungseigenschaften der reellen Zahlen besitzen (vgl. hierzu etwa Bamberg/Baur 1993, S. 6 ff.).

115 Kosten bereitzustellen.554 Sie löst als Teilfunktion des Produktions- und Logistikmanagements den Material- und Warenfluss im Außenverhältnis des Unternehmens aus, d.h. vom Lieferanten zu den betrieblichen Produktionsstellen, durch die Produktionsstellen und vom Unternehmen zu den Kunden. 555 Die Umweltwirkungen werden durch die Art, die stofflichenergetische Zusammensetzung und die Menge der beschafften Güter, durch die Wahl der Verpackung und Verpackungsmengen sowie durch die induzierten Transport- und Lagervorgänge ausgelöst. 556 Mit der Wahl der eingesetzten Materialien werden auch jene Umweltwirkungen ausgelöst, die von den vorgelagerten Produktionsprozessen sowie den nachgelagerten Recycling-, Entsorgungs- und Reduktionsprozessen ausgehen. Neben den klassischen Aufgaben ist es Aufgabe der Beschaffung, diese Umweltwirkungen zu reduzieren. Bei Entscheidungen, welche Umweltschutzmaßnahmen durchgeführt werden sollen, ist die Kenntnis der damit verbundenen Kosten- und Umweltwirkungssituation erforderlich. Ist die Verringerung der Umweltwirkungen mit einer Kostenerhöhung verbunden oder ist eine Verringerung bestimmter Umweltwirkungen mit der gleichzeitigen Zunahme anderer Umweltwirkungen verbunden, so ist eine Güterabwägung vorzunehmen. Von Einsatzstoffen gehen auch häufig (Umwelt-)Kosten aus, die nicht Bestandteil des Beschaffungspreises sind und daher (zunächst) nicht in die Entscheidungskalkül der Beschaffung eingehen. Diese können sich auf Umweltschutzvorrichtungen der Produktion beziehen, deren Zweck es ist, eine unkontrollierte Abgabe problematischer Inhaltsstoffe der Einsatzfaktoren zu vermeiden oder zu vermindern. Es kann sich aber auch um Kosten handeln, die in den Nachstufen des Recyclings oder der Entsorgung entstehen. 557 ad(2) Umweltwirkungen der Produktion Die Umweltwirkungen der Produktion gehen – abgesehen von Art und Menge der beschafften Güter sowie deren Zusammensetzung – in erster Linie von den gewählten Produktionsverfahren aus. Hierbei können grundsätzlich Umweltwirkungen aufgrund normaler Betriebsbedingungen, aufgrund abnormaler Betriebsbedingungen (An- bzw. Niederfahren von Anlagen) und aufgrund von Unfällen und Störfällen unterschieden werden.558 Umweltwirkungen des Normalbetriebs ergeben sich durch die technischen Eigenschaften der Produktionsverfahren, durch den wartungsabhängigen Zustand der eingesetzten Betriebsmittel sowie durch die Intensität, mit der die Betriebsmittel gefahren werden. Diese Umweltwirkungen können auf Grundlage produktionstheoretischer Überlegungen ins Entscheidungskalkül des Betreibers einbezogen werden, da es sich um planbare Prozesse handelt. Dieser 554 555 556 557 558

Kistner/Steven 1996, S. 233 ff. Zäpfel 2001, S. 4. Vgl. Michaelis 1999, S. 124 ff. Vgl. Lethmate 1998, S. 56. Eine Aufstellung von produktionsbezogenen Umweltwirkungen enthält EU 1993b, Anhang I.

116 Einbezug ist auch unter abnormalen Betriebsbedingungen, wie etwa dem Anfahren einer Anlage (noch) möglich, da es sich hier ebenso um planbare Prozesse handelt. Schwieriger gestaltet sich der Einbezug bei einem Unfall oder Störfall, da die verursachenden Ereignisse weder vom Eintrittszeitpunkt noch vom Umfang her vorhersehbar sind.559 Die Eintrittswahrscheinlichkeit solcher Ereignisse ist - im Gegensatz zum Normalbetrieb - zwar wesentlich niedriger, geht jedoch häufig mit hohen Schäden einher. 560 Konzeptionelle Lösungsansätze zur Verringerung von Umweltwirkungen und Materialverlusten aus der Produktion wurden unter Kapitel 2.4.3.2. dargestellt. Die hierbei erörterte Weiterentwicklung der betrieblichen Produktion zur kombinierten Produktion-Reduktion bildet ein Kernelement einer ökologisch nachhaltigen Kreislaufwirtschaft. Die Möglichkeiten zur Vermeidung und Verminderung produktionsbedingter Umweltwirkungen hängen aus praktischer Perspektive auch vom Zeitraum ab, in dem die Maßnahmen greifen sollen. Der Zeitraum selbst muss wieder im Zusammenhang mit dem Umfang der zu erbringenden Minderungsmaßnahmen gesehen werden. 561 Für kurzfristige Maßnahmen sind Produktionstechnologie (Potentialfaktoren) und Einsatzstoffe (Verbrauchsfaktoren) als gegeben anzusehen. Eine Anpassung an Umweltschutzanforderungen ist in vielen Fällen durch eine zeitliche Anpassung (z.B. Kurzarbeit) und/oder intensitätsmäßige Anpassung im Sinne von Gutenberg 562 möglich, was in der Regel eine Änderung der Verbrauchsfaktoren pro Outputeinheit zur Folge hat. Kurzfristig können neben diesen quantitativen Anpassungsmaßnahmen auch qualitative Anpassungsmaßnahmen zielführend sein. Dazu gehört etwa eine geringfügige Variation bzw. Substitution bestimmter (Teile von) Einsatzfaktoren als Maßnahme des additiven Umweltschutzes563, die dem Produktionsprozess i.e.S. vorgeschaltet ist (Inputsubstitution ohne Anlagenmodifikation). Ein weiterer Aspekt ist die Einhaltung von Wartungsplänen, die die Häufigkeit und den Umfang

559 560

561 562

563

Vgl. Matten 1994, S. 199 ff. und Matten 1996, S. 360 ff. Ein hohes Schadensausmaß und eine geringe Eintrittswahrscheinlichkeit sind vor allem bei prozessimmanenten Risiken anzutreffen. Hierzu ausführlich Schulz/Schulz 1994, S. 183 ff. Ausführlich hierzu Michaelis 1999, S. 145 ff. Vgl. hierzu die Theorie der Anpassungsformen in Gutenberg 1983, S. 361 ff. sowie die Einbeziehung des Umweltfaktors in die Gutenberg-Produktionsfunktion in Steven 1994b, S. 1491 ff. Additive Umweltschutzmaßnahmen werden in vorgeschaltete („Begin-of-the-Pipe“) und in nachgeschaltete Maßnahmen bzw. Technologien („End-of-the-Pipe“) unterschieden. BoP-Maßnahmen zielen darauf ab, die in einem Produktionsprozess eingesetzten Roh-, Hilfs- und Betriebsstoffe so aufzubereiten oder zu variieren, dass die aus ihrem Einsatz resultierenden Rückstände bzw. Emissionen vermindert werden. Der Produktionsprozess selbst bleibt dabei unverändert. Bei nachgeschalteten Maßnahmen werden bereits entstandene Rückstände durch eine zusätzliche, dem eigentlichen Produktionsprozess nachgeschaltete Prozessstufe so transformiert, dass anfallende Emissionen weniger umweltbelastend sind und/oder bestimmte Reststoffe dem Recyling zugeführt werden können und/oder Abfälle problemloser entsorgt werden können. Siehe hierzu ausführlicher etwa Antes 1988, S. 69.

117 der Wartung von Produktionsanlagen regeln. Die Wartungstätigkeit dient im umweltbezogenen Zusammenhang nicht nur der Erhaltung der Leistungsfähigkeit der Maschinen, sondern auch der Minimierung von Faktorverbräuchen und Ausschussmengen sowie der Reduktion von Emissionen, Unfällen und Störfällen. Mittelfristig können bereits strukturelle Anpassungsmaßnahmen bei den Anlagen durchgeführt werden. Sie werden zweckmäßigerweise im Kontext mit der Variation oder Substitution von Einsatzstoffen durchgeführt (Inputsubstitution mit Anlagenmodifikation). Zu Maßnahmen des additiven Umweltschutzes treten somit auch Maßnahmen des integrierten Umweltschutzes 564 hinzu, die sich gleichermaßen auf den auf den Input-, den Throughputund den Outputbereich beziehen. Zu den mittelfristigen Maßnahmen gehören auch der Abbau umweltbelastender Potentialfaktoren und der Einsatz zusätzlicher Potentialfaktoren durch Vertragsgestaltung. Beim Abbau von Vertragspotentialen werden umweltbelastende Anlagen(teile) bei verminderter Betriebsbereitschaft vorübergehend stillgelegt (veränderte Produktionsmenge bei konstanter Faktorqualität). Neue Potentialfaktoren können zum Einsatz gebracht werden, indem etwa Mitbenutzungsrechte von Deponien erworben oder Leasingverträge über den Betrieb bestimmter Umweltschutzeinrichtungen abgeschlossen und umgesetzt werden (veränderte Faktorqualität bei konstanter Produktionsmenge). Im Zuge einer langfristigen Anpassung an Umweltschutzanforderungen stellen sich insbesondere die Fragen zum Abbau umweltbelastender Eigentumspotentiale (endgültige Stilllegung einzelner Anlagen oder eines ganzen Werks) einerseits und zum Aufbau umweltverträglicher Eigentumspotentiale am gleichen Standort und/oder an anderen Standorten andererseits. 565 ad (3) Umweltwirkungen in den Bereichen Absatz und Transport Die Absatzphase ist neben Beschaffung und Leistungserstellung die dritte Phase der betrieblichen Leistungserstellung und beinhaltet als solche die marktliche Verwertung des Produkts. 566 Umweltwirkungen gehen vom Distributions- und Logistiksystem und vom Produkt aus. Im Zuge der Distribution werden durch Transport- und Lagervorgänge sowie durch die verwendeten Transportverpackungen Umweltwirkungen ausgelöst. 564

565

566

Integrierte Umweltschutztechnologien zielen von vornherein auf eine quantitative und qualitative Reduktion von Rückständen ab und somit auf die Verringerung anfallender Emissionen (vgl. Kreikebaum 1992, S. 16). Durch die immanente, ökologisch orientierte Prozesssteuerung sind häufig auch Ressourceneinsparungen erzielbar (vgl. Malinsky 1996, S. 33). Die im Schrifttum idealtypisch getrennten Technologieformen des additiven und des integrierten Umweltschutzes treten in der Praxis häufig nebeneinander oder in Mischformen auf (vgl. Malinsky/Dietachmair 1996). Ausführlich zur Kombination dieser Technologieformen Hartje 1990, S. 135 ff. Weiterführend stellen sich hier Fragen nach neuen Formen der regionalen Vernetzung betrieblicher Leistungseinheiten. Ausführlich dazu Malinsky 2002, S. 411 ff. und Malinsky 1999, S. 193 ff. Vgl. Korndörfer, W., 2003, S. 31 f.

118 Die Umweltwirkungen von Distribution und Logistik können kurzfristig durch die Wahl der Transportverpackung, durch Verbesserung der Tourenplanung (Senkung der mittleren Transportweite) und die Steigerung der Transporteffizienz (bessere Auslastung der Transportmittel durch optimale Beladung) beeinflusst werden. Mittelfristig können durch die Wahl der Transportmittel und die Umgestaltung der Sicherheitseinrichtungen in den Bereichen Lagerung und Transport Umweltwirkungen verringert bzw. umweltbezogene Risiken begrenzt werden. Langfristig können durch die Wahl des Vertriebssystems und des Standortes Umweltwirkungen reduziert werden. 567 Die Umweltwirkungen der Produkte ergeben sich zunächst durch die Art der Produktverpackung sowie während der Nutzung des Produktes durch den Kunden. Die Umwelteigenschaften der Produkte lassen sich durch eine Reihe von produktpolitischen Maßnahmen verbessern. Als Ausgangspunkt dieser Bemühungen muss die ökologisch orientierte Produktgestaltung genannt werden, deren zentrale Ansatzpunkte der produktspezifische Ressourcenverbrauch, ein recyclingkonforme Produktdesign sowie die Abgabe von Emissionen im Verlaufe des ökologischen Produktlebenszyklus ist.568 Vor allem langlebige Gebrauchsgüter weisen ein hohes Potential zur Reduktion negativer Umweltwirkungen auf. Vor diesem Hintergrund ist es sinnvoll, dass sich die ökologisch orientierte Produktgestaltung – unter Berücksichtigung auf die anderen Phasen des Produktlebenszyklus – auf die Phase der Produktnutzung konzentriert. Hier setzen verschiedene Konzepte an, die unter der sogenannten LPNI-Systematik zusammengefasst und klassifiziert werden können. Die Ansatzpunkte dieser vier Konzeptklassen sind: (1) die Lebensdauerausweitung L, die auf eine Verlängerung der physischen Produktlebensdauer abzielt, (2) die Produktnutzungsdauerverlängerung P, die eine Verschiebung des Nutzungsendes des Produktes bewirken soll, (3) die Nutzungsintervalloptimierung N, die eine Ausdehnung der Nutzungszeit anstrebt und (4) die Intensitätssteigerung I, die auf eine Erhöhung der Nutzungsintensität des Produktes abstellt.569 Nach der Nutzung werden die Produkte in der Regel in das (über)betriebliche Entsorgungsoder Recyclingsystem eingebracht. Bereits im Zuge der Produktgestaltung können die hierbei zu erwartenden Umweltwirkungen berücksichtigt werden. Dazu gehört die Wahl des geeigneten Materials (Verwendung von Monostoffe, biologisch abbaubare Materialien) ebenso wie die gute Demontierbarkeit von Bauteilen oder die Kennzeichnung von Werkstoffen und das Aufbringen von Rücknahme- bzw. Entsorgungshinweisen. 570 Dadurch soll 567 568 569 570

Ausführlich hierzu Souren 2000, S. 151 ff. Vgl. Malinsky 1996, S. 17 ff. Ausführlich Ahn/Meyer 1999, S. 62 ff. und Dyckhoff 2000c, S. 103 ff. Vgl. Malinsky 1996, S. 39.

119 eine sortenreine Trennung von Produktbestandteilen ermöglicht und eine umweltschonende Entsorgung der Abfälle gewährleistet werden. Eine ökologisch orientierte Produktpolitik findet weiters seinen Niederschlag in der ökologisch orientierten Verpackung. Auch hier spielen Materialauswahl (Einsatz von Sekundärmaterialien), Materialkennzeichnung und Entsorgungshinweise eine große Rolle. Aus betrieblicher Sicht ist die Verpackungsgestaltung eng mit der Produktgestaltung, mit dem Produktdesign und der Markenpolitik zu verknüpfen. ad (4) Umweltwirkungen in den Bereichen Recycling und Entsorgung Die Entsorgung von Abfällen ist für alle Unternehmensbereiche von Bedeutung. So fallen etwa bei Beschaffungsaktivitäten Verpackungen an, in der Produktion fällt Ausschuss in Form von Verschnitt sowie bei Produktionsfehlern an und im Rahmen der Absatzaktivitäten sind Transportverpackungen sowie allfällig Produkte und Produktverpackungen zurückzunehmen. Ebenso ist das zu entsorgende Abwasser in fast allen Unternehmen als betriebliche Querschnittsaufgabe anzusehen.571 Im Rahmen der Entsorgung werden Abfälle und Abwasser an Entsorgungsunternehmen abgegeben. 572 Das betriebliche Recycling befasst sich mit dem Einbringen von Reststoffen in innerbetriebliche Prozesse. Die Reststoffe können hierbei aus der eigenen Produktion stammen oder aus externen Quellen. Die Umweltwirkungen von Entsorgung und Recycling sind bereits weitgehend durch die Produktgestaltung vordefiniert. Umgekehrt können die technischen Möglichkeiten der Entsorgung und des Recycling die Produktgestaltung wesentlich beeinflussen. Die Gestaltung des Recycling als stofflich-energetischer Transformationsprozess muss in engster Verknüpfung mit der Produktion gesehen werden. Diesbezügliche Vorstellungen wurden in Kapitel 2.4.3.2 dargelegt. Je nach Eigenschaft der Reststoffe bzw. Rückstände können vier Alternativen von Recycling unterschieden werden, die sich im Hinblick auf das Potential zur Reduktion negativer Umweltwirkungen gravierend unterscheiden: 573 Zum einen handelt es sich um die (1) Wiederverwendung oder die (2) Wiederverwertung des Reststoffes in seinem Ursprungsprozess, wobei der Reststoff im ersteren Fall ohne weitere Stofftransformation in den Ursprungsprozess eingeht und im zweiten Fall zuvor ein Aufbereitungsschritt erfolgt. Ist die Qualität des Reststoffes jedoch nicht mehr für den Einsatz im Ursprungsprozess geeignet und 571 572

573

Zur Definition von Abfällen, Abwasser und Emissionen siehe Kapitel 2.4.3.2. Nicht unter dem Begriff der „Entsorgung“ fällt die Abgabe von Emissionen. Auch die bei Finalreduzenten bzw. Entsorgungsbetrieben abgegebenen Emissionen fallen nicht unter dem Entsorgungsbegriff, auch wenn diese Vorgängen eine „Ent-Sorgung“ der stofflich-energetischen Komponenten darstellen. Vgl. Steven 1994a, S. 264 f.

120 kann dieser Reststoff ohne vorherige Stofftransformation in einem anderen Produktionsprozess eingesetzt werden, der geringere Anforderungen an die Faktorqualität stellt, so liegt der Fall einer (3) Weiterverwendung des Reststoffes vor. Muss der Reststoff jedoch vor seinem Einsatz in dem anderen Produktionsprozess stofflich transformiert werden, um für den Einsatz geeignet zu sein, so liegt eine (4) Weiterverwertung des Reststoffes vor. Wiederverwendung und Wiederverwertung werden als echtes Recycling bezeichnet, da die Reststoffe in ihrem Ursprungsprozess wieder einsetzbar sind. In den beiden letztgenannten Fällen ist die Nutzung der Reststoffe für den Ursprungsprozess nicht mehr möglich. Deshalb wird hier vom Downcycling gesprochen. 574 Durch echtes Recycling kann ein weitgehend geschlossenes System der Stoffnutzung realisiert werden, was den idealtypischen Anforderungen einer Kreislaufwirtschaft am ehesten entspricht. Solche Kreisläufe lassen sich auf mehreren Ebenen realisieren und zwar innerhalb des Betriebes, innerhalb eines Produktions-Reduktions-Netzwerk 575, zwischen verschiedenen Branchen sowie über den Produktlebenszyklus. Ist die Nutzung von Reststoffen für den Ursprungsprozess nicht mehr möglich, so können zumindest Verwertungskaskaden durch systematisch abgestufte Downcycling-Prozesse gebildet werden. 576

2.4.4.1.2

Umweltbilanzen als Instrumente zur Abbildung direkter und indirekter Umweltwirkungen

Bereits in den 1970er Jahren wurde nach Konzepten gesucht, um die „Endlichkeit der Erde in Verbindung mit dem Satz von der Erhaltung von Masse und Energie“577 in ökonomische Betrachtungen einzubeziehen. Die grundlegenden Methodiken der technischen Stoffflussanalyse und der Input-Output-Bilanzen wurden jedoch schon vor diesen Fragestellungen in verschiedenen Bereichen eingesetzt, wie etwa in der Verfahrenstechnik, in der Materialwirtschaft und in der Ökologie und der Ökonomie. 578 In den 1990er Jahren wurden im Rahmen groß angelegter Projekte unter Beteiligung zahlreicher Umweltwissenschafter, Betriebswirte und Praktiker mit maßgeblicher Beteiligung

574

575 576 577 578

Als Sammelbegriff für alle Formen der stofflichen Verwendung und Verwertung, also für echtes Recycling und Downcycling wird der Begriff des Recycling, jedoch ohne Adjektiv bzw. Präfix verwendet, so wie dies schon im Titel dieses Unterkapitels zum Ausdruck kommt. Siehe hierzu Malinsky/Prammer 2005, S. 360 ff. Vgl. Malinsky 1996, S. 29 f. Ullmann 1976, S. 174. Vgl. Hofmeister 1989, S. 14.

121 des Umweltbundesamtes Berlin das Konzept der sog. „Ökobilanz“ entwickelt.579 In dieser Zeit wurden auch zahlreiche Publikationen zum Thema „Ökobilanzierung“ veröffentlicht580, wobei unter diesem Begriff sowohl Produkt- als auch Betriebs- und Prozeßbilanzen verstanden wurden. 581 In den Normenwerken wird die Ökobilanz definiert als "[...] Zusammenstellung und Beurteilung der Input- und Outputflüsse und der potentiellen Umweltwirkungen eines Produktsystems im Verlauf seines Lebensweges" 582 bzw. als „[...] eine der Methode zur Abschätzung der mit einem Produkt verbundenen Umweltaspekte und produktspezifischen potentiellen Umweltwirkungen [...]" 583 über seinen gesamten Lebensweg, wobei unter dem Begriff der Produkte auch Dienstleistungen584 subsummiert werden. Im angloamerikanischen Sprachraum hat sich für „Ökobilanz“ der Begriff „Life Cycle Assessment“ herausgebildet.585 Im deutschsprachigen Raum hat sich der Begriff „Umweltbilanz“ als Sammelbegriff für eine vollständige und systematische Darstellung der Inputs und Outputs betrieblicher Umweltwirkungen des jeweiligen Bezugsobjekt (Bilanzraum) Prozess, Betrieb bzw. Unternehmen, Netz oder Produkt.etabliert; teilweise ergänzt um eine ökologischen Bewertung.586 Wenn auch unter Hauptkapitel 2.4.4.1 die Abbildung der mengenmäßigen Komponente betrieblicher Umweltwirkungen Gegenstand der Betrachtung ist, so wird die Bewertung von Mengengerüsten in Kapitel 2.4.4.1.2.2 im Rahmen der Anwendung von Ökobilanzen deshalb angesprochen, um ein (Gesamt-)Bild von dieser Instrumentengruppe zu vermitteln. Darüber hinaus dienen die hierbei aufgezeigten Anknüpfungspunkte einem besseren Verständnis für das weiter unten skizzierte – unter ökologischen Aspekten ausdifferenzierte – Umweltkostenmanagement. Ausführungen zur Bewertung stofflich-energetischer Mengengerüste erfolgen unter Kapitel 2.4.4.2.

579

580 581 582

583 584 585

586

Zu erwähnen ist hier vor allem das Projekt „Methoden für Lebenswegbilanzen von Verpackungssystemen“, das im Auftrag des deutschen Umweltministeriums von drei Institutionen (Fraunhofer-Institut für Lebensmitteltechnologie und Verpackung, Gesellschaft für Verpackungsmarktforschung, Institut für Energie- und Umweltforschung - ifeu) unter Federführung des Umweltbundesamtes Berlin durchgeführt wurde. Siehe ausführlich IVL/GVM/IFEU 1992. Zur Ökobilanzdiskussion vgl. umfassend Prammer 1995. Vgl. etwa Braunschweig/Müller-Wenk 1993 oder Hopfenbeck/Jasch 1993. Österreichisches Normungsinstitut 2006a (EN ISO 14040:2006), S. 6. Um die vielfältige und teilweise missverständliche Verwendung der Begriffes der Ökobilanzen (für Betriebe, Prozesse und Produkte) im deutschsprachigen Raum zu vereinheitlichen, hat das deutsche Normungsinstitut DIN bereits Mitte der 1990er Jahre eine Klarstellung hinsichtlich des ausschließlichen Produktbezugs von Ökobilanzen in einem Beschluss für seinen Geltungsbereich festgelegt (vgl. auch Rubik/Criens 1999, S. 115). Österreichisches Normungsinstitut 1997 (EN ISO 14040:1997), S. 4. Vgl. Österreichisches Normungsinstitut 1997 (EN ISO 14040:1997), S. 4. Vgl. SETAC-Europe 1992 und SETAC 1993 (am SETAC-Europe-Workshop vom 2.-3. Dezember 1991 ist noch von “Environmental Life Cycle Analysis of Products“ die Rede). Vgl. Strebel 2002, Sp. 1979.

122 2.4.4.1.2.1 Zur Unterscheidung von Umweltbilanzen nach Abbildungstiefe und Abbildungsbreite

Die Bezeichnung „Bilanz“ ist – in Bezugnahme auf den gleichlautenden betriebswirtschaftlichen Terminus – missverständlich, da es sich nicht um eine Darstellung von Bestandsgrößen zu einem bestimmten Zeitpunkt handelt, sondern um die Abbildung und Bewertung von Flussgrößen (Stoff- und Energieflüsse) 587 innerhalb eines definierten Zeitraumes. 588 Eine Ausnahme von der Flussbetrachtung stellt die sog. „Standortbilanz“ dar, die als Sonderform der Betriebsbilanz die strukturellen Eingriffe des Betriebsstandortes auf die natürliche Umwelt (Nutzung der Bodenfläche, Eingriffe in die Landschaftsstruktur) sowie umweltrelevante Bestandsgrößen (z.B. gemäß IPPC-Richtlinie589 berichtspflichtige Betriebsanlagen, sicherheitsrelevante Betriebsanlagen, Lagerbestände wassergefährdender Chemikalien, Größe und Zusammensetzung des Fuhrparks, Größe und Zusammensetzung der EDV-Infrastruktur, Solararchitektur der Gebäude) abbildet und auf diese Weise die „Flussdarstellung“ eines Betriebes ergänzt. Im Hinblick auf die Abbildungstiefe werden zwei Arten von Umweltbilanzen unterschieden: (1) Stoff- und Energiebilanz sowie (2) Wirkungs- und Wertbilanz. 590 ad (1) Stoff- und Energiebilanz: Der Ausdruck „Stoff- und Energiebilanz“ steht für die Forderung nach stofflich-energetischer Ausgeglichenheit der Inputs und Outputs als Flussgrößen eines betrachteten Objekts. Diese Forderung kann jedoch nur in den wenigen Fällen erfüllt werden, in denen Inputs und Outputs innerhalb eines bestimmten (gleichen) Betrachtungszeitraums dem betrachteten Prozess unmittelbar zugerechnet591 werden können. In der Regel werden Prozesse jedoch nicht auf dieser Ebene bilanziert bzw. werden mehrere Prozesse betrachtet, wie dies etwa bei - unten näher erläuterten - Betriebs-, Netz- oder Produktbilanzen der Fall ist. Bei Ausweitung des räumlichen und/oder Einengung des zeitlichen Betrachtungsrahmens treten periodenübergreifende Stoffströme auf, d.h. die Forderung nach stofflicher Ausgeglichenheit ist regelmäßig nur unter Berücksichtigung von Bestandsänderungen innerhalb des betrachteten Bilanzraumes darstellbar. So sind inputseitig „Bestandsminderungen“ und outputseitig „Bestandserhöhungen“ zu berücksichtigen.

587 588 589

590 591

Ausführlich zur „Standortbilanz“ Hallay/Pfriem 1992, S. 88 ff. Vgl. ausführlich Prammer 1996, S. 213 ff. Richtlinie 96/61/EG des Rates vom 24. September 1996 über die integrierte Vermeidung und Verminderung der Umweltverschmutzung (siehe EU 1996). Vgl. Strebel 2002, Sp. 1981. In der Ökobilanzsprache wird anstatt des Begriffs der (mengenmäßigen) Zurechnung üblicherweise der Terminus „Allokation“ verwendet.

123 ad (2) Wirkungs- und Wertbilanz: Wie oben erwähnt, wird auf die Bewertung stofflichenergetischer Mengengerüste mittels spezifischer Methoden der Wirkungs- und Wertbilanzen in Kapitel 2.4.4.2 eingegangen. Hinsichtlich der festzulegenden Systemgrenzen und der damit verbundenen Abbildungsbreite können (1) Prozessbilanz, (2) Betriebs- bzw. Unternehmensbilanz sowie – betriebsübergreifend – (3) Netzbilanz und (4) Produktbilanz unterschieden werden. ad (1) Prozessbilanz: Bei der Erstellung einer Prozessbilanz wird ein einzelner Schritt der Produktion (Produktionsprozess) nach dem Input-Output-Schema untersucht. Ein Produktionsprozess ist so zu definieren, dass er eine identifizier- und messbare Änderung des Inputs bewirkt und sich damit eine eindeutige Input-Output-Beziehung abbilden lässt.592 Komplexe Prozesse, wie sie in der chemischen Industrie häufig vorkommen, sind durch die chemische Instabilität ihrer Zwischenprodukte gekennzeichnet. In diesen Fällen werden in der Stoffbilanz die ursprünglichen Inputkomponenten und die chemisch stabilen Outputkomponenten, nicht jedoch die chemisch instabilen Zwischenprodukte dargestellt. Bei einfachen Prozessen genügt eine Darstellung in Kontoform, für die Darstellung komplexer Prozesse eignen sich sog. Sankey-Diagramme besonders. 593 ad (2) Betriebs- bzw. Unternehmensbilanz: Bei der Erstellung einer Betriebsbilanz wird ein Betrieb als Einheit definiert. Bei einer Unternehmensbilanz werden mehrere Betriebsstandorte (Werke) zu einer Einheit zusammengefasst. Das „Werkstor“ und der „Betriebszaun“ geben eine Vorstellung von den Systemgrenzen eines Betriebsstandortes („gate to gate“)594 und markieren zugleich im Sinne der (klassischen) Produktions- und Kostentheorie den „engen ökologischen Betriebsbegriff“. Im Zuge der Entwicklung der Ö.B.U.-Methodik595 wird von Braunschweig und Müller-Wenk eine Erweiterung des Betriebsbegriffes vorgeschlagen. Hierbei werden alle direkt vom Betrieb ausgehenden Umwelteinwirkungen596 sowie die von den betrieblichen Versorgern (Energie, Wasser) und Entsorgern (Abfälle, Abwasser) ausgehenden Umwelteinwirkungen unter dem Terminus „Kernbilanz“ 597 zusammengefasst. 592 593 594 595

596

597

Zur Input-Output-Beziehung als „Elementarkombination“ siehe schon Heinen 1983, S. 244 ff. Vgl. Strebel 2002, Sp. 1981 f. Vgl. Prammer 1995, S. 302 ff. und Hopfenbeck/Jasch/Jasch 1996, S. 48. Die Ö.B.U. („Schweizerische Vereinigung für ökologisch bewusste Unternehmensführung“) bzw. A.S.I.E.G.E. („Association Suisse pour l´Intégration de l´Ecologie dans la Gestion d´Enterprises“) mit Sitz in Zürich (http://www.oebu.ch) wurde 1989 gegründet und hat heute rund 300 Schweizer Unternehmen unterschiedlichster Branchen als Mitglieder. Zur Ö.B.U.-Methodik siehe auch die Ausführungen in Kapitel 2.4.4.2.4.2. Direkt vom Betrieb ausgehenden Umwelteinwirkungen sind solche, die durch „inhouse“-Prozesse in Erfüllung des Betriebsgegenstandes entstehen, unabhängig davon, ob Anlagen und Personal unternehmenseigen oder gemietet/geleast sind. Ausführlich hierzu Braunschweig/Müller-Wenk 1993, S. 30 f. u. 53 ff. und Prammer 1995, S. 269 ff. Vgl. Braunschweig/Müller-Wenk 1993, S. 57.

124 Das Modell der Kernbilanz des Betriebes bzw. des Unternehmens stellt einen Versuch dar, über einen „ökologisch erweiterten Betriebsbegriff“ eine breitere Basis für ökologieorientierte unternehmerische Entscheidungen bereitzustellen. Bis auf die – in der Schweiz durch die Mitglieder der Ö.B.U. verbreitete – Anwendung hat sich diese partielle Integration von Betriebs- und Produktbilanz allerdings (noch) nicht durchgesetzt. Ausgehend vom engen oder weiten ökologischen Betriebsbegriff werden nun exakt jene Stoff- und Energieflüsse betrachtet, die in einem bestimmten Zeitraum die definierten Systemgrenzen überschreiten. Diese Größen werden durch Aggregation der Stoff- und Energieflüsse aller betrieblichen Einzelprozesse gewonnen.

oder

Betrieb oder Betrieb/ Prozeß als Unternehmen ökobilanzieller oder BetrachtungsNetzverbund alsgegenstand umweltbilanzieller Betrachungsgegenstand

Output-Umwelt-Indikatoren

Prozess

Abgabe in die natürliche Umwelt

Input-Techno-Indikatoren Input-Umwelt-Indikatoren

Entnahme aus der natürlichen Umwelt

Entnahme aus dem technologischen Handlungsfeld (Vorstufen)

Output-Techno-Indikatoren Abgabe in das technologische Handlungsfeld (Nachstufen)

Bilanzgrenze

... ökologisch zu bewertende Stoff- und Energieströme

Abb. 2-14: Umwelt-Indikatoren und Techno-Indikatoren als relevante Größen einer Prozessbilanz, einer Betriebs-/Unternehmensbilanz und einer Netzbilanz (Quelle: eigene)

Stoffbewegungen durch innerbetriebliches Recycling sowie Energieflüsse im Kontext der energetischen Sekundärnutzung werden heraussaldiert, sodass im Ergebnis die Stoff- und Energieflüsse nach dem Input-Output-Schema für den Betrieb bzw. für das Unternehmen als „Black-Box“ vorliegen. Hierbei sind – so wie bei der Prozessbilanz – Stoff- und Energieflüsse

125 in vier Gruppen zu unterscheiden (Abb. 2-14): 598 Stoff- und Energieflüsse, die direkt aus der natürlichen Umwelt entnommen werden („Input-Umwelt-Indikatoren“), Stoff- und Energieflüsse, die direkt in die natürliche Umwelt abgegeben werden („Output-Umwelt-Indikatoren“), Stoff- und Energieflüsse, die aus den wirtschaftlichen Vorstufen in den Betrieb eingehen, d.h. typischerweise von Lieferanten stammen („Input-Techno-Indikatoren“) sowie Stoff- und Energieflüsse, die in wirtschaftliche Nachstufen, d.h. typischerweise an Kunden, Verarbeiter und Entsorger abgegeben werde („Output-Techno-Indikatoren“). Zuvor sind die auf dem Betriebsstandort ausgeführten Prozesse um jene Prozesse zu ergänzen, die dem Betrieb bzw. Unternehmen zuzuordnen sind, aber außerhalb des/der Betriebsstandorte(s) stattfinden. So ist es eine betriebsbilanzielle Konvention, dass Transportprozesse mittels unternehmenseigener Transportmittel dem Bilanzraum „Betrieb“ bzw. „Unternehmen“ zugeordnet werden und damit die durch solche Transporte ausgelösten Stoffund Energieflüsse (sowie die in der Folge auftretenden Umweltauswirkungen) dem Betrieb bzw. dem Unternehmen. Die Systematisierung der nach dem Input-Output-Schema betrachteten Stoff- und Energieflüsse erfolgt in Form eines sog. „Ökologischen Kontenrahmens“ 599. Seit Mitte der 1990er Jahre werden Betriebsbilanzen häufig erstellt und veröffentlicht. Diese Entwicklung wurde erheblich durch die Einführung des europäischen Regelwerkes zum Umweltmanagement EMAS 600 und der internationalen Umweltmanagement-Norm EN ISO 14001 gefördert. An dieser Stelle muss angemerkt werden, dass – ausgehend vom Datenbestand der kleinsten Untersuchungseinheit, dem einzelnen Prozess – die Bilanz einer größeren Untersuchungseinheit nur durch eine Aggregation der Bilanzen der kleineren Untersuchungseinheiten gewonnen werden können und nicht umgekehrt. 601 So kann etwa eine Betriebsbilanz nur durch die Aggregation der Gesamtheit der Prozessbilanzen des Betriebes gewonnen werden. ad (3) Netzbilanz: Bei der Erstellung einer Netzbilanz werden mehrere zu einem Stoffund/oder Energieverbund zusammengeschlossene Unternehmen als Einheit betrachtet und bilanziert. In Abhängigkeit von den beteiligten Akteuren und dem Zweck des Unternehmens598 599

600 601

Vgl. Prammer 1996, S. 215 f. Vgl. Bundesumweltministerium Bonn/Umweltbundesamt Berlin 1995, S. 103 ff. u. S. 167 ff. Treffender wäre die Bezeichung „Stofflich-energetischer Kontenrahmen“, da der Begriff „Ökologischer Kontenrahmen“ die Systematisierung von ökologischen Effekten suggeriert. Aus Gründen der Sprachkonvention wird jedoch letzterer beibehalten. EMAS = Eco Management and Audit Scheme. Dies steht im Widerspruch zu Aussagen im Schrifttum, wonach Prozessbilanzen aus Betriebsbilanzen abzuleiten seien (vgl. Strebel 2002, Sp. 1983 in Bezugnahme auf Hallay/Pfriem 1992) oder die Black-Box „Betrieb“ mittels Prozessbilanzen geöffnet werden könne (vgl. Pick/Faßbender-Wynands/ Seuring 2003, S. 167). Letztere Beschreibung ist zwar - da gut bildhaft vorstellbar - leicht verständlich, nichtsdestotrotz aber unzutreffend.

126 verbundes kann von einem „industriellen Verwertungsnetz“602, von einem „ProduktionsReduktions-Netzwerk“ 603 oder etwa von einem „regionalen Energiesystemmanagement“604 gesprochen werden. Der Grundgedanke solcher Verbunde stammt aus der natürlichen Umwelt, in der die belebte Natur einen Stoffkreislauf über solargetriebene Ökozyklen betreibt, d.h. in denen Lebewesen – unter Einbezug anorganischer Systemelemente – über Nahrungsketten miteinander verbunden sind.

gegenstand

Abgabe in die natürliche Umwelt

Produkt Produktals als ökobilanzieller umweltbilanzieller BetrachtungsBetrachungsgegenstand

Output-Umwelt-Indikatoren

Input-Umwelt-Indikatoren

Entnahme aus der natürlichen Umwelt

Eine Gemeinsamkeit der drei skizzierten Bilanztypen Prozessbilanz, Betriebs-/Unternehmensbilanz und Netzbilanz besteht darin, das Input-Umwelt-Indikatoren, Output-UmweltIndikatoren, Input-Techno-Indikatoren und Output-Techno-Indikatoren konstitutive Bestandteile dieser Bilanzarten sind. Bei der Produktbilanz wird der Betrachtungsgegenstand definitionsgemäß „nur“ durch Input-Umwelt-Indikatoren und Output-Umwelt-Indikatoren abgebildet. 605

Bilanzgrenze ... ökologisch zu bewertende Stoff- und Energieströme

Abb. 2-15: Umwelt-Indikatoren als relevante Größen einer Produkt-Umweltbilanz/Ökobilanz (Quelle: eigene)

ad (4) Produktbilanz: Gegenstand der Produktbilanzierung ist die Erfassung aller relevanten Stoff- und Energieflüsse – geordnet nach dem Input-Output-Schema – über den ökologischen Produktlebenszyklus, d.h. von der Entnahme der (Energie-)Rohstoffe über die Produktion und

602 603 604 605

Vgl. hierzu ausführlich Strebel/Schwarz 1998 und Schwarz 2002. Vgl. Malinsky/Prammer 2005, S. 335 ff. Vgl. Malinsky 2002, S. 411 ff. und Malinsky/Lutz 2006, 397 ff. Vgl. Stoff- und Energieflüsse, die als Input-Techno-Indikatoren und Output-Techno-Indikatoren auftreten, werden als zu vernachlässigende Größen abgeschnitten.

127 Nutzung bis zu Recyling/Entsorgung. Hierbei sind die Stoff- und Energieflüsse in zwei Gruppen zu unterscheiden (Abb. 2-15). Solche produktbezogenen Analysen und Darstellungen, die lediglich eine Auflistung der relevanten Stoff- und Energieflüsse umfassen, werden oft auch (einschränkend) als „ProduktSachbilanz“ 606 bezeichnet. Treten zur produktbezogenen Sachbilanzierung die Wirkungsabschätzung und die ökologische Bewertung der betrachteten Stoff- und Energieflüsse hinzu, so wird – gemäß EN ISO 14040 607 – von einer „Ökobilanz“ 608 gesprochen.

2.4.4.1.2.2 Die Ökobilanz – ein Instrument zur Abbildung und Bewertung produktbezogener Umweltwirkungen

Die erste produktbezogene Untersuchung von Umweltwirkungen befasste sich mit dem Vergleich verschiedener Verpackungsvarianten. Sie wurde von Hunt, Welch und Franklin des Midwest Research Institute im Auftrag der Coca Cola Company im Jahr 1969 durchgeführt („Resource and Environmental Profile Analysis“)609. Ebenso mit Fragen der lebenszyklusweiten ökologischen Beurteilung von Verpackungsmaterial hat sich zu Beginn der 1970er Jahre das Batelle Institut Frankfurt am Main befasst. 610 Für die Erstellung von Sozialbilanzen schlägt Elliot-Jones in dieser Zeit vor, die betrieblichen Materialflüsse um die bei der Verwendung als auch Entsorgung eines Produktes anfallenden Input- und Outputkomponenten zu ergänzen.611 Verbesserte Entscheidungsgrundlagen für den Bereich der Produktentwicklung sollen dazu beitragen, dass Problemverschiebungen innerhalb der Phasen des ökologischen Produktlebenszyklus offengelegt und hintan gehalten werden können. Der Begriff „Ökobilanz“ steht heute nicht nur für die spezifisch erhobenen Stoff- und Energieflüsse „von der Wiege bis zur Bahre“, sondern darüber hinaus für die Beachtung von methodischen Konventionen612, die auch die Wirkungsabschätzung und die ökologische

606 607 608 609 610 611 612

Zur Sachbilanz siehe Folgekapitel. Österreichisches Normungsinstitut 1997 (EN ISO 14040:1997). Die Termini „Ökobilanz“ und „Produktbilanz“ werden in dieser Arbeit synonym verwendet. Vgl. Siegenthaler 2006, S. 61. Vgl. ausführlich Batelle Institut 1973. Vgl. ausführlich Elliot-Jones 1973. So wird etwa im Zuge des Schrittes „Systemabgrenzung und Zuordnung von Stoffen“ ein bedeutender Einfluss auf das Mengengerüst des Untersuchungsobjektes (und in Folge auf dessen Bewertung) ausgeübt, was die Einhaltung von Konventionen zur Erzielung vergleichbarer Ergebnisse deutlich macht (hierzu ausführlich in Kapitel 2.4.4.1.3.2).

128 Bewertung umfassen und allesamt in der Normenreihe der EN ISO 14040 (siehe unten) festgeschrieben sind. Während bei Prozess-, Betriebs-/Unternehmens- sowie Netzbilanzen die Mengengerüste je nach Erkenntnisinteresse ökologisch abgeschätzt und bewertet werden, sind Wirkungsabschätzung und ökologische Bewertung konstitutive Bestandteile einer Ökobilanz. Als aktuelle Anwendungsfelder der Ökobilanzierung können das betriebliche Umweltmanagement (im Kontext mit der Produktentwicklung und -bewertung), die Umweltkennzeichung von Produkten sowie die Politikberatung genannt werden. Für die Ökobilanzierung konnten sich zwei Konzeptentwürfe durchsetzen: Zum einen der Vorschlag des deutschen Umweltbundesamtes „Standardmodell Ökobilanzen“ vom Juli 1992 613, dessen Vertreter sich zeitgleich im deutschen „Normenausschuss Grundlagen des Umweltschutzes (NAGUS)“ mit dieser Thematik intensiv befasst haben, und zum anderen der Vorschlag einer Arbeitsgruppe der SETAC 614 aus dem Jahr 1991 zur Schaffung eines „Code of Practise“ 615, der im April 1993 in Form einer Publikation616 der breiten Fachöffentlichkeit zugänglich gemacht wurde. Diese Vorschläge wurden vom TC207/SC5 „Life Cycle Assessment“617 der „International Standardization Organization“ (ISO) aufgegriffen und haben in der Folge Inhalt und Struktur der Ökobilanznormen maßgeblich beeinflusst. Phasen/Bestandteile Ökobilanz nach ISO 14040:1997 1. Festlegung des Ziels und des Untersuchungs-rahmens (Goal Definition and Scope) 2. Erstellung der Sachbilanz (Life Cycle Inventory Analysis) 3. Wirkungsabschätzung (Life Cycle Impact Assessment) 4. Auswertung/Interpretation (Life Cycle Interpretation) Schwachstellen- und Optimierungsanalyse (optional)

Korrespondierende Norm EN ISO 14041:1998 (vgl. Österreichisches Normungsinstitut 1999) EN ISO 14041:1998 (vgl. Österreichisches Normungsinstitut 1999) EN ISO 14042:2000 (vgl. Österreichisches Normungsinstitut 2000a) EN ISO 14043:2000 (vgl. Österreichisches Normungsinstitut 2000b)

Tab. 2-5: Phasen bzw. Bestandteile der Ökobilanz nach EN ISO 14040 und Verweise auf korrespondierende Normen519 (Quelle: nach EN ISO 14040:1997, S. 9 f.)

Nach der im Jahr 1997 veröffentlichten Norm ISO 14040 besteht eine Ökobilanz aus vier Hauptphasen (Tab. 2-5 618). (Ergänzend zu diesen Phasen wird von Ökobilanz-Experten eine 613 614 615 616 617

618

Vgl. ausführlich Umweltbundesamt Berlin 1999a. Einen Überblick gibt Schmitz 1996, S. 245 ff. SETAC = Society of Environmental Toxicology and Chemistry. Vgl. SETAC 1991 und SETAC-Europe 1992. Vgl. SETAC 1993. Das TC207 (TC = Task Committee) der International Organization for Standardization (ISO) befasst(e) sich mit dem Themengebiet des Umweltmanagements, das SC5 (SC = Subcommittee) mit dem Themengebiet des Life Cycle Assessments („Ökobilanzierung“). Die in Tab. 2-5 angeführten Normen ISO 14040:1997, ISO 14041:1998, ISO 14041:1998, ISO 14042:2000 und ISO 14043:2000 wurden im Jahr 2006 in die beiden - nicht mehr nach Ökobilanzphasen abfolgenden Normen ISO 14040:2006 („Ökobilanz - Grundsätze und Rahmenbedingungen“; siehe Österreichisches

129 „fünfte Phase“ der Schwachstellen- und Optimierungsanalyse für zweckmäßig erachtet.619 Eine diesbezügliche Normierung wurde jedoch bis heute nicht umgesetzt): ad 1) Festlegung des Ziels und des Untersuchungsrahmens: Die erste Phase einer Ökobilanzierung besteht in einer klaren Formulierung der zu beantworteten Fragestellung und des Verwendungszweckes der Ergebnisse. 620 Dies ist auch Voraussetzung für die Nachvollziehbarkeit und die kritische Prüfung durch Dritte. Die Festlegung des Untersuchungsrahmens dient der Operationalisierung der Zielsetzung und hat auf das Resultat einen überragenden Einfluss. Zu den diesbezüglich kritischen Schritten gehören die Festlegung der Bezugsgröße der Untersuchung („Funktionale Äquivalenz“, „Funktionelle Einheit“) sowie die Beantwortung der Frage, wo die Systemgrenzen, d.h. die Grenzen der Betrachtung zu ziehen sind.621 Zur Klärung der Systemgrenzen sind Entscheidungen über die Identifikation und Auswahl von Prozessen zu treffen, deren Stoff- und Energieflüsse im darauffolgenden Schritt (Sachbilanzierung) zu erheben sind. Ebenso sind Abschneidekriterien festzulegen622, d.h. bestimmte Stoff- und/oder Energieflüsse sind bewusst zu vernachlässigen und scheinen daher im Ergebnis (der Sach- und Wirkungsbilanz) auch nicht auf. ad 2) Erstellung der Sachbilanz: Die Sachbilanzierung umfasst alle Schritte, die mit der Abbildung (Abgrenzung, Erfassung, Beschreibung, Modellierung, Berechnung) und Dokumentation der Stoff- und Energieflüsse zusammenhängen. Die Beschreibung der über die Systemgrenzen gelangenden Stoff- und Energieflüsse erfolgt mittels Indikatoren.

619 620

621 622

Normungsinstitut 2006a) und ISO 14044:2006 („Ökobilanz - Anforderungen und Anleitungen“; siehe Österreichisches Normungsinstitut 2006b) überführt. Vgl. etwa Heijungs et al. 1992b, S. 115 ff., Schmidt 1995, S. 4 und Giegrich/Schmidt/Schorb 1995, S. 122. So kann beim Vergleich von zwei Produkten die Untersuchung der umweltbezogenen Unterschiede ausreichend sein. Sollen hingegen die Umweltwirkungen der beiden Produkte grundsätzlich verstanden werden, so muss eine umfassende Untersuchung beider Produktlebenswege erfolgen. Sollen die Ergebnisse in die Produktentwicklung einfließen, so ist szenarisch vorzugehen, da Stoff- und Energieflüsse gegebenenfalls unter umweltpolitischen Rahmenbedingungen anfallen, die sich von den heutigen maßgeblich unterscheiden. Sollen die Ökobilanzergebnisse zum Öko-Labeling herangezogen werden, so wird der Einbezug verschiedener Anspruchsgruppen zur Verbesserung der Akzeptanz einen besonderen Schwerpunkt bilden. Ausführlich hierzu vgl. Guinée/Gorrée/Heijungs 2002, S. 463. Vgl. Siegenthaler 2006, S. 92. Einerseits stellt sich die Aufgabe, möglichst alle umweltrelevanten Stoff- und Energieflüsse zu erfassen, andererseits beeinflusst nicht jeder Stoff- und Energiefluss das Ergebnis signifikant und es muss der Untersuchungsaufwand vertretbar bleiben. Da die Höhe der Umweltauswirkungen sehr stark mit der Masse der über die Systemgrenzen fließenden Materialien und Energieträger korreliert, wird der „Massenfluss“ regelmäßig als ein Abschneidekriterium bei der Festlegung der Systemgrenzen herangezogen. So wurde etwa bei der „Ökobilanz für Getränkeverpackungen II – Phase 2“ des Umweltbundesamtes Berlin (in Zusammenarbeit mit der Prognos AG und dem IFEU-Institut) für jeden Prozess entlang des ökologischen Produktlebenszyklus 1% der Masse des erwünschten Outputs eines Prozesses als Abschneidekriterium für die Input- und Output-Materialflüsse festgelegt. Und zwar unter der Bedingung, dass die vernachlässigten Stoffmengen nicht mehr als 5% des gesamten Outputs des Prozesses betragen (zusätzlich haben Experten auf Grundlage ihres Erfahrungshintergrundes eine Relevanzprüfung der vernachlässigten Materialien und ihrer Vorstufen in Bezug auf die Energieintensität und auf das umwelt- und gesundheitsgefährdend Potential vorgenommen). Vgl. ausführlich Schmitz et al. 2002, S. 13 f.

130 Das Resultat dieser Phase besteht in der Sachbilanz („Inventar der Sachbilanz-Indikatoren“). Sie beruht auf den Mengengleichgewichten zwischen Input und Output der Prozesse und entspricht einer produktlebenszyklusbezogenen Stoff- und Energiebilanz. Ein Charakteristikum der (produktbezogenen) Sachbilanz ist, dass ausschließlich Entnahmen aus der natürlichen Umwelt (mittels Input-Umweltindikatoren) und Einträge in die natürliche Umwelt (mittels Output-Umweltindikatoren) abgebildet werden.623 Zu den Aufgaben der Sachbilanzierung gehören die Verortung der Prozesse innerhalb der Systemgrenzen, die Allokation der Stoff- und Energieflüsse zu den betrachteten Prozessen, ihre Beschreibung anhand von Indikatoren, die Modellierung der Prozesse sowie die Zurechnung der erhobenen Mengen auf die funktionelle Einheit. Reale Prozesse, vor allem industrielle Prozesse sind oftmals multifunktional,624 d.h. es werden mehrere erwünschte Outputkomponenten (Produktarten) erzeugt. Dies betrifft nicht nur Produktions- und Reduktionsbetriebe, sondern auch Dienstleister. So werden von Transporteuren in den meisten Fällen mehrere Güterarten gleichzeitig transportiert. Somit sind die entstehenden Emissionen sowie Verbräuche natürlicher Ressourcen gemeinsam und zwar in einem bestimmten Verhältnis zueinander zu tragen: Dies ist die Frage nach der verursachungsgerechten Zurechnung von Umweltwirkungsmengen auf Prozesse und Produkte. Es ist evident, dass die getroffenen Zurechnungen für das Ergebnis der Sachbilanz von höchster Bedeutung sind, sowie für jede Art der ökologischen Bewertung der betrachteten Produkte, da diese an den zugerechneten Umweltwirkungsmengen aufsetzt. Hier überlappt sich eine für die Ökobilanzierung zentrale Fragestellung mit einer Kernfrage der ökologisch erweiterten Lebenszyklusrechnung als Instrument des Umweltkosten- und Umweltwirkungsmanagements 625. Für die Gestaltung der letzteren wird die Frage in Kapitel 2.4.4.1.3 herausgehoben und vertieft behandelt. 626 ad 3) Wirkungsabschätzung: Im Zuge der Wirkungsabschätzung wird das Ergebnis der Sachbilanz, bestehend aus den erhobenen Stoff- und Energieflüssen entscheidungsorientiert verdichtet und bewertet. In der Frühzeit der Umweltbilanzforschung wurden die Ergebnisse der Sachbilanz („Inventar der Umwelteinwirkungen“) unmittelbar gewichtet, um die ökologische Bedeutung der Umwelteinwirkungen zueinander in eine - den subjektiven Wertvorstellungen der Akteure entsprechende - Relation zu bringen und damit zu bewerten.627 Mit 623 624 625 626

627

Vgl. Prammer 1996, S. 215 f. Vgl. Guinée/Gorrée/Heijungs 2002, S. 505. Siehe hierzu die Ausführung zur „Schadschöpfungsorientierte Lebenszyklusrechnung“ in Kapitel 3.5. Eine nähere Auseinandersetzung mit dieser Frage würde den Rahmen der Skizzierung der Sachbilanzierung sprengen. Zu diesen älteren Verfahren gehört etwa das „grenzwertorientierte Bewertungsverfahren der ´kritischen Volumina` nach Habersatter“ (siehe Kapitel 2.4.4.2.4.1) und das „stoffflussorientierte Bewertungsverfahren der ´ökologischen Knappheit´ nach Braunschweig/Müller-Wenk“ (siehe Kapitel 2.4.4.2.4.1).

131 der zunehmenden Akzeptanz des CML-Konzeptes Mitte der 1990er Jahre wird vor dem Schritt der subjektiven Bewertung ein zusätzlicher Schritt eingefügt, der die „Überführung von Umwelteinwirkungen in Umweltauswirkungen628“ (nach diesem Konzept) zum Gegenstand hat und als Wirkungsabschätzung bezeichnet wird. Im Zuge der Wirkungsabschätzung werden die Sachbilanzergebnisse naturwissenschaftlich gestützt verdichtet und bewertet. Die Gewichtung bzw. Bewertung der Umweltauswirkungen hinsichtlich ihrer ökologischen Bedeutung zueinander ist nicht Bestandteil der Wirkungsabschätzung, sehr wohl jedoch die Fragen der Auswahl der sog. Wirkungskategorien („Auswahl, welche der vielen Umweltauswirkungen Gewicht hat“) und der jeweilige Beitrag, den die einer Wirkungskategorie zugeordneten Umwelteinwirkungen zur Wirkungskategorie leisten („Gewicht der jeweiligen, zugeordneten Umwelteinwirkung innerhalb der Wirkungskategorie“). 629 ad 4) Auswertung/Interpretation: Die Auswertung beinhaltet alle Schritte, die die Ergebnisse der Sachbilanz und der Wirkungsbilanz mit der festgelegten Zielsetzung und dem Untersuchungsrahmen zusammenführen und auf die Erhöhung des Verständnisses und der Abbildungsqualität gerichtet sind. Dazu gehören die Überprüfung der Annahmen, Methoden und Daten auf Vollständigkeit und Konsistenz sowie der Ergebnisse auf Zuverlässigkeit und Belastbarkeit 630. Zuverlässigkeit und Belastbarkeit der Ergebnisse werden mittels Sensitivitätsanalysen überprüft, wobei getroffene Annahmen variiert werden und deren Einfluss auf das Ergebnis offengelegt werden. Der Auswertungsschritt bezieht sich direkt auf die drei obigen Schritte der Ökobilanzierung und bildet gleichsam einen gemeinsamen Hintergrund. So zielt die Kritik an den Ergebnissen von Ökobilanzen in der Praxis oft auf die im Schritt „Zieldefinition und Untersuchungsrahmen“ getroffenen Annahmen, Definitionen und Systemgrenzen. Der Kritik kann durch eine kritische Reflexion dieser Entscheidungstatbestände begegnet werden. Dadurch wird deutlich, dass Ökobilanzierung nicht auf das sequentielle Durchlaufen der drei obigen Schritte angelegt ist. Vielmehr handelt es sich um einen iterativen Lernprozess, bei dem im Rahmen eines jeden Schrittes Erkenntnisse gewonnen werden können, sodass ein wiederholtes Durchlaufen eines vor- oder nachgelagerten Schrittes erforderlich sein kann. Kritik an der Ökobilanz und jüngste Entwicklungen: Die Methodik der Ökobilanzierung hat sich in den letzten Jahren – unterstützt durch die Diskussionen um die Normierung – erheblich weiterentwickelt. Der mit der Erstellung von normkonformen Ökobilanzstudien 628 629 630

Zur Unterscheidung von Umweltein- und Umweltauswirkungen siehe Kapitel 2.4.2.1. Ausführlich zum Verfahren und dessen Implikationen in Kapitel 2.4.5.4.4. Vgl. Österreichisches Normungsinstitut 2000b (EN ISO 14043:2000), S. 8 und Guinée/Gorrée/ Heijungs 2002, S. 97.

132 verbundene zeitliche und finanzielle Aufwand wird jedoch für betriebliche Anwendungszwecke allgemein als sehr hoch kritisiert bzw. werden die Anforderungen als zu umfassend angesehen. 631 Verschiedene Wirtschaftsbereiche müssen Entscheidungen über einzusetzende Materialien und Prozesse innerhalb kürzester Zeit treffen und laufend produktpolitische Anpassungen vornehmen. Dies hat zur Entwicklung von Vereinfachungen der Ökobilanzierung geführt, die unter dem Begriffen (a) Simplified LCA und (b) Streamlining zusammengefasst werden. 632 ad (a) Simplified LCA: Die vereinfachte Ökobilanz ist eine besondere Anwendungsform der Ökobilanz-Methodik. Sie wurde im Jahr 1997 durch die SETAC-Europe 633 festgelegt und umfasst die Zielformulierung und ein iteratives Verfahren, bei dem drei Schritte (Screening, Simplifying, Reliability Assessment) mehrmals durchlaufen werden. Es wird zwar der gesamte (relevante) Lebensweg betrachtet, dabei aber generische Daten634 genutzt. Darüberhinaus erfolgt eine Schwerpunktsetzung auf die wichtigsten Umweltindikatoren und Lebenswegprozesse. 635 Screening wird als Prozess verstanden, der zunächst die Erstellung einer Kurzbilanz beinhaltet, die die wichtigsten Prozessschritte und jene Umwelteinwirkungen umfasst, die mittels Hot-Spot Analyse identifiziert werden. Das Ergebnis soll Aufschluss geben, welche weiteren Analysen erforderlich sind und welche Schwerpunkte diese beinhalten sollen. Der Vereinfachungsschritt (Simplifying) umfasst die Festlegung, welche Bereiche weiter betrachtet und welche Bereiche ausgeklammert werden. Daraufhin wird das vereinfachte Umweltinventar erstellt und eine Bewertung der Mengenflüsse vorgenommen. Im Rahmen der Zuverlässigkeitsanalyse (Reliability Assessment) wird überprüft, inwieweit die vereinfachten Annahmen, Methoden und Daten die Verlässlichkeit der Ergebnisse signifikant reduzieren. Die Zuverlässigkeit der Ergebnisse („ökologische Richtungssicherheit“) kann durch qualitative Abschätzungen (ABC-Methode) und durch quantitative Ausweitungen der Betrachtung (vertikal: untersuchte Prozessschritte; horizontal: Anzahl der untersuchten Indikatoren) erhöht werden. 636 Bei einer oftmaligen (iterativen) Anwendung der obigen Schritte schließen die Ergebnisse einer vereinfachten Ökobilanz zu den Ergebnissen einer detaillierten Ökobilanz auf, was jedoch die Zeit- und Kostenintensität entsprechend erhöht.

631 632 633

634

635 636

Vgl. Seuring 1999, S. 10 u. S. 23. Vgl. Weitz et al. 1996, S. 79 ff. Siehe den diesbezüglichen Endbericht der „Screening and Streamlining Working Group” SETAC-Europe 1997. Im Sinne der Wirtschaftlichkeit und der Begrenzung des zeitlichen Aufwandes werden auch die Ergebnisse bereits bestehender (umfassenderer) Ökobilanzstudien mit einer ähnlichen Fragestellung als Quelle herangezogen. Vgl. Hochfeld/Jenseits 1998, S. 7. Vgl. Hochfeld/Jenseits 1998, S. 8.

133 ad (b) Streamlining: Streamlining-Analysen637 versuchen die Komplexität des betrachteten Systems dadurch stark zu reduzieren, indem sie nur einen oder einige wenige Leitparameter in die Untersuchung einbeziehen und den Schritt der Wirkungsabschätzung nicht ausführen. Als Streamlining-Indikatoren werden oft genannt:638 -

Kumulierter Energieaufwand (KEA) 639,

-

Schlüsselsubstanzen (Schwermetalle, Kohlenstoff, Treibhausgase u.a.), Materialinput pro Serviceeinheit (MIPS)640 und Ökologischer Fußabdruck bzw. Ecological Footprint 641.

Fasst man diese Bemühungen zur Vereinfachung der Ökobilanzierung zusammen, so ist festzuhalten, dass die Anwendung der – grundsätzlich alle Ökobilanzschritte beinhaltenden – Simplified LCA mit der Problematik verbunden ist, dass die Zuverlässigkeit der Resultate möglicherweise nicht ausreichend ist. Für die externe Kommunikation sind daher solche Resultate – von plausiblen Einzelfällen abgesehen – nicht geeignet. Zur Deckung des internen Informationsbedarfes, etwa für die Schritte der umweltbezogenen Prozessverbesserung und der Produktentwicklung bzw. -variation scheint die Simplified LCA ein brauchbares Instrument zu sein, wenn auch für eine endgültige Bewertung der Veränderungen wieder eine detaillierte Ökobilanz erstellt werden müsste, um auszuschließen, dass aufgrund der Veränderungen Verschiebungen der Umweltwirkungen stattgefunden haben bzw. stattfinden. Streamlining-Analysen scheinen ebenso primär für den internen Gebrauch zweckmäßig und zwar in jenen Fällen, in denen die Verfolgung ausgewählter Stoff- und Energieflüsse konzeptionell erforderlich ist, wie etwa bei der Bestimmung lebenszyklusbezogener Flusskosten der Material- und Energieverluste im Rahmen eines innovationsorientierten Umweltkostenmanagements. 642

637

638 639 640

641

642

Vgl. ausführlich den Endbericht der „Streamlined LCA Workgroup“ der „SETAC North America“ Todd/ Curran 1999. Vgl. Hochfeld/Jenseits 1998, S. 8 und Adensam et al. 2000, S. 30. Zum ökologischen Bewertungsverfahren „Kumulierter Energieaufwand (KEA)“ siehe Kapitel 2.4.4.2.4.3. Zum Bewertungskonzept MIPS siehe in Kapitel 2.4.4.2.4.5 und dessen abschließender Beurteilung in Kapitel 2.4.4.2.5. Zu den Bewertungskonzepten „Ökologischer Fußabdruck“ und „Sustainable Site Index (SSI)“ siehe in Kapitel 2.4.4.2.4.5 und zu deren abschließender Beurteilung in Kapitel 2.4.4.2.5. Zum Kostenansatz der lebenszyklusbezogenen Flusskosten der Material- und Energieverluste siehe Kapitel 4.2.4.

134 2.4.4.1.2.3 Kritische Würdigung und weitere Vorgangsweise

Umweltbilanzen stellen ein seit vielen Jahren eingesetztes und inzwischen erprobtes Instrument zur Abbildung und Bewertung betrieblicher Umweltwirkungen dar. Die im Rahmen der Umweltbilanzforschung gemeinsam mit der (über)betrieblichen Praxis entwickelten Konzepte und Modelle sind für die umweltbezogene Erweiterung des Kostenmanagements von großer Bedeutung. Insbesondere gilt dies für die Frage der verursachungsgerechten Bestimmung des Mengengerüstes der Umweltwirkungen. Hier gilt es, die Untersuchung noch vertieft fortzusetzen und inzwischen gewonnene Erfahrungen sowie Konventionen aufzuspüren und für das Umweltkostenmanagement nutzbar zu machen. Bildet doch das Mengengerüstes der Umweltwirkungen die tragende Säule für die Bewertung im Umweltkostenmanagement. Hervorzuheben ist, dass der Schritt der ökobilanziellen Wirkungsabschätzung auch für die Gewichtung bzw. naturwissenschaftlich gestützte Bewertung der direkten Umweltauswirkungen von Prozessen, Betrieben/Unternehmungen 643 sowie (regionalen) Verwertungsnetzen 644 eingesetzt werden kann. Von Bedeutung ist dies für die Bewertung des Mengengerüstes der direkten Umweltwirkungen im Rahmen eines ökologisch erweiterten Kostenmanagements. Weiter unten wird darauf näher eingegangen. Der Einsatz des Instrumentes „Umweltbilanz“ bezweckt die (ex post-)Abbildung und – gegebenenfalls – die ökologische Bewertung betrieblicher Umweltwirkungen. Mittels Umweltbilanz kann (und muss) der Zusammenhang zwischen betrieblichen Umweltwirkungen und den sie auslösenden betrieblichen Tätigkeiten (Prozesse) und Produkten hergestellt werden. Planung und Soll/Ist-Vergleich von tatsächlich ausgelösten und geplanten Umweltwirkungen aufgrund der betrieblichen Tätigkeiten sind jedoch nicht unmittelbarer Gegenstand der Umweltbilanzierung. 645 Für diese Zwecke wurden einige Instrumente der (klassischen) Betriebswirtschaftslehre erfolgreich adaptiert. Eines davon – die sog. Umweltstückliste – wird nun im nächsten Kapitel skizziert und hinsichtlich seiner Leistungsfähigkeit kritisch betrachtet. Die Umweltstückliste erhebt den Anspruch, ein geeignetes Planungs- und

643 644

645

Vgl. Prammer 1996, S. 218 f. Bei Verwertungsnetzen treten – wie bei Betriebs- und Prozessökobilanzen – neben Stoff- und Energieflüssen, die aus Vorstufen stammen und in Nachstufen gelangen, Stoff- und Energieflüsse auf, die einen direkten Umweltbezug aufweisen. Vgl. Prammer 1996, S. 215 f. Für die betriebliche Praxis wurden jedoch in den letzten zwei Jahrzehnten zahlreiche Softwareprodukte entwickelt, die auf die Verknüpfung von Umweltbilanzierungsmethoden und Methoden zur betrieblichen Planung, Steuerung und Kontrolle von umweltrelevanten Prozessen abstellen. Nur beispielhaft genannt seinen UMBERTO” (http://www.umberto.de Zugriff am 14.08.2007) und GABI” (http://www.ikpgabi.unistuttgart.de/index.html Zugriff am 14.08.2007).

135 Kontrollinstrument für die Reduktion von betrieblichen Umweltwirkungen zu sein.646 Methodisch wird die verursachungsgerechte Zurechnung von Umweltwirkungsmengen auf Prozesse und Produkte impliziert. Inwieweit dies bzw. unter welchen Voraussetzungen dies gerechtfertigt erscheint, wird im nächsten Kapitel zu klären sein.

2.4.4.1.3

Ansatz und verursachungsgerechte Zurechnung von Stoff- und Energieflüssen auf Prozesse und Produkte – Lösungsansätze der Betriebswirtschaftslehre und der Ökobilanzforschung

Sollen Umweltwirkungen gezielt reduziert werden, so müssen sie möglichst vollständig erfasst und verursachungsgerecht den sie auslösenden Objekten zugeordnet bzw. (mengenmäßig) zugerechnet werden. 647 Erst dann kann eine umweltorientierte Unternehmensführung ökologisch rational erfolgen. Eine besondere Herausforderung stellen hierbei Produkte (und gegebenenfalls Kuppelprodukte als Wertgut) dar, denen Umweltwirkungen über alle relevanten Prozesse von der Rohstoff- und Energiegewinnung bis zur Entsorgung zuzurechnen sind. Im Zusammenhang mit dem Einsatz von Produktions-, Planungs- und Steuerungssystemen ist ein diesbezüglicher, bemerkenswerter Lösungsansatz von Steven und Lethmate 648 vorgestellt worden, der im nachfolgenden Kapitel 2.4.4.1.3.1 skizziert und daraufhin im Hinblick auf seine Implikationen kritisch betrachtet wird. Lösungsvorschläge für die verursachungsgerechte Zurechnung 649 von Stoff- und/oder Energieflüssen auf Prozesse und Produkte, die aus der Ökobilanzforschung stammen, werden im Kapitel 2.4.4.1.3.2 analysiert und hinsichtlich ihrer Abbildungsleistung für ein rationales Umweltkostenmanagement untersucht.

646 647

648 649

Vgl. Lethmate 1998, S. 68. Hier wird allgemein von der Zurechnung von Umweltwirkungsmengen (auf bestimmte Objekte) gesprochen. Auf eine Unterscheidung zwischen der Zurechnung von Umweltein und von Umweltauswirkungsmengen wird in diesem Kapitel verzichtet, da dies die grundsätzlichen Überlegungen und Schlüsse nicht tangiert und die Darstellung zugleich sprachlich vereinfacht. Erstmals wurde die sogenannte „Umweltstückliste“ in Steven/Lethmate 1996, S. 172 ff. vorgestellt. In der Ökobilanzforschung und im (betrieblichen) Stoffstrommanagement wird vornehmlich der Begriff „Allokation“ verwendet anstatt der im Rechnungswesen üblichen Termini (mengenmäßige) „Zurechnung“ oder „Zuordnung“. Zum klaren Verständnis werden auch in Kapitel 2.4.4.1.3.2 die im Rechnungswesen gebräuchlichen Begriffe verwendet.

136 2.4.4.1.3.1 Zur Umweltstückliste - ein betriebswirtschaftlicher Lösungsansatz zur verursachungsgerechten Zurechnung von Umweltwirkungen auf Einsatzstoffe, Prozesse und Produkte

In Anlehnung an das klassische betriebswirtschaftliche Instrument der Fertigungsstückliste wird die „Umweltstückliste“650 entwickelt. Sie gibt an, wie hoch die zurechenbaren Umweltwirkungsmengen einer Einheit des betrachteten Objektes jeweils sind. Die Umweltstücklisten werden nach dem Ablauf des betrieblichen Wertschöpfungsprozesses in drei Phasen erstellt. Zuerst werden die Umweltwirkungen der jeweiligen Produktionsfaktoren untersucht, darauffolgend die Umweltwirkungen der Produktionsprozesse 651 und schließlich die Umweltwirkungen der Produkte. Die Umweltstückliste eines Produktionsfaktors enthält lediglich die direkten, auf den Faktor bezogenen Umweltwirkungen. Die Umweltstückliste eines Produktionsprozesses enthält die direkten prozessbezogenen Umweltwirkungen, die typischerweise aus Emissionen resultieren, sowie – auf Basis der eingesetzten Faktoren – die indirekten mit dem Prozess verbundenen Umweltwirkungen. Die Umweltstückliste eines Produktes enthält schließlich neben den direkten produktbezogenen Umweltwirkungen alle indirekten Umweltwirkungen aufgrund der genutzten Produktionsprozesse entlang des ökologischen Produktlebenszyklus. 652 Lethmate zeigt, dass Umweltstücklisten als Basis für eine umweltorientierte Planung und Kontrolle betrieblicher Abläufe dienen können. Sie geben Auskunft über die Verursacher der Umweltwirkungen und über deren strukturelle Zusammensetzung. Als vorteilhaft kann auch gelten, dass bei der Ermittlung der Umweltstücklisten auf klassische Stücklisten im Rahmen eines implementierten Produktions-, Planungs- und Steuerungsystems sowie auf Ergebnisse schon erstellter Umweltbilanzen zurückgegriffen werden kann. Im Rahmen einer Umweltkostenrechnung ermöglichen Umweltstücklisten den Soll-Ist-Vergleich von geplanten und tatsächlichen Umweltwirkungen, wie sie bei Faktoren, Prozessen und Produkten anfallen. Kritische Würdigung und Fazit: Mit den Umweltstücklisten wird eine ganzheitliche Abbildung des Mengengerüstes der betrieblichen Umweltwirkungen ermöglicht, da Umweltwirkungen in die Betrachtung einfließen, die am ökologischen Produktlebenszyklus ansetzen, d.h. bei der Gewinnung von Rohstoffen bzw. vorgelagerten Produktionsstufen über die Erzeugung bis zur Nutzung und zu Recycling/Entsorgung.

650 651

652

Vgl. Lethmate 1998, S. 63 ff. Durch die Verknüpfung von Umweltstücklisten aller Produktionsprozesse eines Betriebes lassen sich direkte und indirekte Umweltwirkungen des Betriebes bestimmen. Vgl. Lethmate 1998, S. 65 f.

137 Kritisch wird angeführt, dass zwar Faktoren und damit die faktorbezogenen Umweltwirkungen in die Umweltstückliste eingehen, nicht jedoch Reduzenda, d.h. die mit Reduzenda verbundenen „Gutschriften“ für Umweltwirkungen. Eine diesbezügliche konzeptionelle Erweiterung wäre möglich. Mit der Anwendung der Umweltstückliste ist eine bedeutende Einschränkung verbunden. Unter der Voraussetzung, dass alle relevanten Daten vorliegen, ist eine vollständige Zurechnung der betrieblichen Umweltwirkungen auf Prozesse und Produkte nur dann möglich, wenn bei jedem der relevanten Prozesse nur eine Art des erwünschten Outputs (Produktart) erzeugt wird. Oder in Bezug auf den einzelnen Prozess formuliert: Die bei einem betrachteten Prozess anfallenden Umweltwirkungsmengen lassen sich sachlogisch nur dann der erzeugten Produktart zurechnen, wenn bei diesem Prozess nur eine Produktart erzeugt wird. Da in vielen Bereichen des produzierenden Gewerbes aber auch in der Landwirtschaft die Erzeugung mehrer Produktarten („Kuppelproduktion“) der Regelfall ist und die Ergebnisse der ökologischen Bewertung von Produkten und Prozessen maßgeblich von der mengenmäßigen Zurechnung der Stoff- und Energieflüsse zu den Prozessen abhängt, wird die Aufstellung und konsequente Anwendung von Zurechnungsverfahren zu einer entscheidenden Frage für die Qualität der erzielten Ergebnisse. Diesbezügliche Lösungsvorschläge wurden in den letzten Jahren im Rahmen der Ökobilanzforschung entwickelt und werden nun folgend hinsichtlich ihrer Eignung für die Zurechnung von Umweltwirkungen auf Faktoren (und Reduzenda), Prozesse und Produkte im Kontext eines zu entwerfenden Umweltkostenmanagements analysiert.

2.4.4.1.3.2 Zur Problematik der verursachungsgerechten Zurechnung von Stoff- und Energieflüssen auf Prozesse und Produkte im Rahmen der Ökobilanzierung

In Tabelle 2-4 sind Input-Output-Komponenten der Produktion-Reduktion beispielhaft dargestellt. Die Bewertung der jeweiligen Komponente als ökologisch kompatibel oder als ökologisch negativ hängt ab von der Umweltwirkungsmenge der Komponente und ihrer spezifischen Wirkung je Einheit, d.h. ihren qualitativen Eigenschaften. Festzuhalten ist, dass erst eine möglichst verursachungsgerechte Zurechnung der jeweiligen Umweltwirkungsmengen auf betriebliche Prozesse und Produkte die Voraussetzung für eine ökologisch rationale Bewertung schafft.

138 Zunächst muss hier nochmals auf die oben skizzierte kritische Schritte zur Erstellung einer Ökobilanz Bezug genommen werden. Bereits bei der – im Rahmen des ersten Ökobilanzschrittes umzusetzenden – Definition der Systemgrenzen erfolgt eine „Zuordnung“ von Stoffund Energieflüssen durch die Auswahl relevanter Prozesse. Neben der zuvor erforderlichen Festlegung der funktionalen Äquivalenz handelt es sich bei der Auswahl relevanter Prozesse um jenen Aufgabenschritt, der das Mengengerüst am meisten beeinflusst. Um die realen Prozessketten eines zu betrachtenden Produktsystems vollständig zu erfassen, ist die Erstellung einer „totalen Input/Output-Bilanz“653 erforderlich, d.h. dass sämtliche indirekte und direkte Stoff- und Energieflüsse zu erfassen sind. 654 Es stellt sich die Frage nach den Grenzen der Bilanzbetrachtung ohne dass relevante Prozesse unberücksichtigt bleiben. Vorgeschlagen wurde auf den Einbezug von Hilfsstoffen, Anlagen (Investitionsgüter) unsicheren Daten oder von Risiken zu verzichten. Tatsächlich konnte aber für jeden der genannten Aspekte Fälle in der Praxis gefunden werden, in denen das Resultat durch die Nichtberücksichtigung dieser Aspekte maßgeblich beeinflusst wird.655 Praktikable Lösungen solcher Abgrenzungsfragen konnten bisher nur aufgrund anwendungsspezifischer Kompromisse gefunden werden. So wird die Zurechnung von Stoff- und Energieflüssen derzeit uneinheitlich und je nach vorhandener Datenlage vorgenommen.656 Als Indikatoren für die Relevanz einzelner Prozesse bzw. deren Stoff- und Energieflüsse werden derzeit chemischphysikalische Größen (Masse, Stoffmenge in Mol, Wassergefährdungsklasse, Giftklasse), energetische Größen (Heizwert oder Brennwert als Energieinhalt, Enthalpie, kumulierter Energieaufwand) oder ökonomische Größen (Kosten, Materialaufwand) herangezogen. Bei Produktökobilanzen werden die zur Herstellung von Investitionsgütern erforderlichen Stoffund Energieflüsse in der Regel nicht berücksichtigt, während bei der Erstellung sogenannter Standard-Ökoinventare zu Energieversorgungs- und Entsorgungsprozessen diese anlagenbezogenen Stoff- und Energieflüsse sehr wohl einbezogen werden.657 Eine Abhängigkeit der Ökobilanzergebnisse ist auch durch die konkrete Art und Weise der Zurechnung von Stoff- und Energieflüssen auf Prozesse und Produkte, d.h. durch das gewählte Zurechnungsverfahren gegeben. 658 Was unter Zurechnungsverfahren („Allokationsverfahren“)“ im ökobilanziellen Schrifttum verstanden wird und welche diesbezüglichen

653 654

655 656 657 658

Steven/Schwarz/Lethmathe 1997, S. 23. Siegenthaler demonstriert dies mit einem unscheinbaren Zahnstocher als Ausgangspunkt, für den es gilt Stoff- und Energieflüsse entlang der Kette „Motorsäge – Sägewerk“ ebenso zu erfassen wie etwa entlang der Kette „Treibstoff für den Traktor – Handel – Ölraffinerie – Rohölgewinnung“ (vgl. Siegenthaler 2006, S. 100). Vgl. etwa Frischknecht 1997, S. 67, Mauch 1993, S. 104 oder Gensch 1993, S. 71. Vgl. hierzu die Beispiele in Siegenthaler 2006, S. 102 ff. Siegenthaler 2006, S. 101. Sundmacher 2002, S. 109.

139 Kernfragen im Kontext des Umweltkostenmanagements zu beantworten sind, ist Gegenstand der folgenden Ausführungen. Die Sachbilanz beruht darauf, Prozesse modulhaft innerhalb des untersuchten Produktsystems durch Stoff- und Energieflüsse miteinander zu verbinden. Zurechnungsregeln müssen dann zur Anwendung kommen, wenn keine Linearität zwischen Inputs und Outputs eines Prozesses besteht oder sogenannte multifunktionale Prozesse vorliegen. „Multifunktionalität“ ist bei Prozessen gegeben, wenn (a) Prozesse unterschiedlichen Produktsystemen dienen, d.h. mehrere Produkte gleichzeitig durch den Prozess „fließen“ und (b) Prozesse gleichen Produktsystemen dienen und dabei mehrere erwünschte und/oder unerwünschte stoffliche Outputs hervorbringen (Kuppelproduktion). ad (a) Dies ist etwa bei Transportprozessen der Fall, wenn verschiedene Produktsysteme die gleiche Transportleistung in Anspruch nehmen und diese gemeinsam für die Entstehung der Ressourcenverbräuche und Schadstoffemissionen verantwortlich sind. Multifunktionalität tritt auch bei Entsorgungsprozessen auf, indem – wie bei der Abfallverbrennung – mehrere Abfälle (von verschiedenen Produktsystemen) gleichzeitig thermisch entsorgt werden und daher gemeinsam die anfallenden Schadstoffemissionen verursachen oder – wie bei der Abwasserreinigung – mehrere Abwässer (von verschiedenen Produktsystemen) gleichzeitig behandelt werden und daher gemeinsam den Klärschlammanfall verursachen. ad (b) Den häufigsten Fall für das Erfordernis von Zurechnungsregeln stellt die Kuppelproduktion in der Industrie 659 dar. In der Grundstoffindustrie, etwa bei der Förderung von gemischten Erzen (Kupfer- und Silbererze) oder in mehreren Branchen der chemischen Industrie ist sie der Regelfall, wenn etwa in der Petrochemie im Rahmen der Raffination aus Rohöl die Fraktionen Benzin, Diesel, Bitumen, Gas und andere Kohlenwasserstoffe zusammen gewonnen werden. Auch in der Landwirtschaft ist die Erzeugung mehrer Produktarten der Regelfall. Hinzu kommt die Zurechnungsproblematik bei – heute in Ökobilanzen fast immer anzutreffenden – Recyclingschleifen.660 Dies soll anhand von Reststoffen erläutert werden, die – typisch für Recyclingschleifen – das betrachtete (Produkt-)System verlassen und in den Prozess eines anderes Systems (Produkt, Unternehmen) eingehen und dort Nutzen stiften. Werden etwa Kunststoffabfälle oder -wertstoffe wieder (als Reduzenda oder Sekundärrohstoff) in den Kunststoffherstellungsprozess eingesetzt, so stellt sich die Frage, welcher 659 660

„Most industrial processes are multifunctional“ (Guinée/Gorrée/Heijungs 2002, S. 505). Vgl. Siegenthaler 2006, S. 102 f.

140 Anteil der – mittels Input-Umweltindikatoren abgebildeten – Entnahmen aus der natürlichen Umwelt welchem dieser beiden Systeme zugerechnet werden soll. Das heißt, in welchem Anteil sind etwa die erforderlichen Rohölmengen für die Herstellung von Kunststoff dem Erstprodukt-System und in welchem Anteil den Recyclingsystemen für die Folgeprodukte zuzurechen? Es kann argumentiert werden, dass es ohne das Erstprodukt auch kein – Sekundärmaterial beinhaltendes – Folgeprodukt gibt, weshalb der Primär-Input auf das Erstprodukt-System und alle Folgeprodukt-Systeme als Verursacher „gleichmäßig“ verteilt werden sollten. Es kann aber ebenso argumentiert werden, dass ohne nachfolgendes Recycling das Erstprodukt allein den gesamten Primär-Input verursacht und dass Kunststoffabfälle bzw. –wertstoffe eine ungenutzte Ressource darstellen, welche eben ohne Primär-Input zur Verfügung steht. Da die Anwendung von Zurechnungsverfahren grundsätzlich die „zweitbeste Lösung“ darstellt, sollte wo immer möglich der Versuch unternommen werden, die Zurechnung zu vermeiden. 661 Dies kann durch Teilung der betroffenen Prozesse in zwei oder mehrere Subprozesse erfolgen, sodass nur jeweils ein erwünschter Output die jeweiligen Teilprozesse verlässt. Weiters kann durch Erweiterung des Produktsystems in einer Weise, sodass die zusätzlichen Funktionen der Kuppelprodukte des Prozesses Teil der Untersuchung werden.662 Die Norm EN ISO 14041:1998 empfiehlt für den Fall, dass eine Zurechnung nicht vermieden werden, diese möglichst so vorzunehmen, dass sich die zugrundeliegenden physikalischen Beziehungen zwischen den Inputs und Outputs in der Zurechnungsregel widerspiegeln, wobei nicht unbedingt auf naheliegende Größen, wie Masse oder molarer Fluss von Kuppelprodukten abzustützen ist.663 Für den Fall, dass physikalische Beziehungen nicht aufgestellt oder nicht als Grundlage für die Zurechnung benutzt werden können wird weiters empfohlen, andere Beziehungen heranzuziehen. Es wird angeführt, dass die Zurechnung der Kuppelprodukte im Verhältnis der ökonomischen Werte der Input- und Outputflüsse erfolgen kann. 664 Auf konkrete Zurechnungsfragen findet der unternehmerische Anwender aufgrund der vagen Formulierungen jedoch keine tatsächliche Hilfestellung. In der Praxis wird bei der Primärerhebung der Daten denn auch pragmatisch – unter Würdigung sowohl physikalischer

661

662 663 664

„Wherever possible, allocation should be avoided […]“ (Österreichisches Normungsinstitut 1999 (EN ISO 14041:1998), S. 19). Vgl. Österreichisches Normungsinstitut 1999 (EN ISO 14041:1998), S. 19. „[…] which reflets the underlying physical relationships between them […]“ (Ebd. S. 19). „[…] input and output data might be allocated between coproducts in proportion to the economic value of the products.“ (Ebd. S. 19).

141 als auch ökonomischer Verhältnisse – vorgegangen. Bei Materialien werden häufig ökonomische Werte (Kosten oder Preise) als Bezugsgrößen zur Verrechnung verwendet, bei Abfällen die Masse oder das Verhältnis bestimmter Inhaltsstoffe (Chloride, Schwermetalle, organische Verbindungen). Im Zuge der Übernahme von Sekundärdaten aus Literatur und Datenbanken werden auch die dort zugrundeliegenden Zurechnungsverfahren einfach übernommen. 665 Fazit: Im Rahmen der Ökobilanzdiskussion werden Zurechnungsverfahren („Allokationsverfahren“) sowohl unter dem ersten Ökobilanzschritt „Zieldefinition und Untersuchungsrahmen“ als auch unter dem zweiten Schritt, der „Sachbilanzierung“ behandelt.666 Praktikable Lösungen für die Auswahl relevanter Prozesse (Definition der Bilanzgrenzen) konnten bisher nur aufgrund anwendungsspezifischer Kompromisse gefunden werden. Ebenso uneinheitlich erfolgt derzeit die Auswahl von Zurechnungsverfahren, die in der Praxis überwiegend von den bereits vorhandenen Daten zu Stoff- und Energieflüssen determiniert wird. Die Empfehlungen der Norm EN ISO 14041:1998 (sowie der Nachfolgenormen EN ISO 14040:2006 und EN ISO 14044:2006) tragen aufgrund unklarer Aussagen nicht zu einer Vereinheitlichung bei der praktischen Umsetzung bei. Die Analyse hat deutlich gemacht, dass Gestaltung und Auswahl von Zurechnungsverfahren nicht nur unter technisch-naturwissenschaftlichen und ökonomischen Aspekten, sondern auch im Kontext umweltpolitischer Ziele zu sehen sind. Und dies vor dem Hintergrund, dass die Bewertungsergebnisse in Ökobilanzstudien hochgradig abhängig sind von der konkret gewählten Allokation. Die Bedeutung von umweltpolitischen Zielen zeigt sich insbesondere bei Recyclingprodukten, seinen die Zielsetzungen von staatlicher Seite, d.h. von außen vorgegeben oder vom Unternehmen eigenständig definiert.667 Soll die Verwertung technosphärisch verfügbarer Abprodukte gefördert werden, so muss der Primär-Input allein dem Erstprodukt zugerechnet werden. Damit werden Recyclingprodukte in Abhängigkeit von ihrem Sekundärmaterialanteil als umweltverträglicher ausgewiesen. Eine aktive zielgruppenspezifische Kommunikation über die Gestaltung und Auswahl der Zurechnungsverfahren, über die besonderen Zusammenhänge dieser Verfahren mit vorgegebenen umweltpolitischen Prioritäten oder eigenen Standards sowie über den Einfluss auf die Ergebnisse stärkt die Bewusstseinsbildung in Wirtschaft und Gesellschaft über wichtige, noch nicht gelöste Grundfragen der ökologischen Nachhaltigkeit.

665 666 667

Vgl. Siegenthaler 2006, S. 103 und S. 105. Vgl. Lindejier/Huppes 2002, S. 675 ff. und Hejiungs/Frischknecht 1998, S. 321 ff. Zur Integration von „Umweltschutz“ und „Nachhaltigkeit“ in das betriebliche Zielsystem siehe Kapitel 2.6.1.

142 2.4.4.2 Zur Bewertung des Mengengerüsts betrieblicher Umweltwirkungen Verfahren zur Bewertung internalisierter und externalisierter Umweltwirkungen Strebel unterscheidet zwischen der „ökologischen Internalisierung“ und der „ökonomischen Internalisierung“. 668 Die ökologische Internalisierung bedeutet die Vermeidung negativer Umweltwirkungen durch den bisherigen Verursacher. Ist diese Vermeidung mit Kosten verbunden, schließt die ökologische die ökonomische Internalisierung mit ein. Von einer rein ökonomischen Internalisierung ist zu sprechen, wenn der Verursacher einer negativen Umweltwirkung lediglich die Kosten der verursachten Umweltschädigung bzw. Umweltbelastung trägt, die Externalisierung der negativen Umweltwirkungen jedoch fortsetzt. In dieser Arbeit wird mit „Internalisierung externer negativer Umweltwirkungen“ die ökologische Internalisierung verstanden.

2.4.4.2.1

Von den Möglichkeiten und Grenzen der Abbildung betrieblicher Umweltwirkungen durch umweltökonomische Instrumente

Grundsätzlich nimmt die natürliche Umwelt jeden Schadstoff- und -energiefluss669 auf, selbst wenn damit einschneidende Änderungen der Lebensgrundlagen bestimmter Lebewesen verbunden sind. 670 In Abhängigkeit intra- und intersystemarer Wechselwirkungen kann sich dadurch die Lebenssituation anderer Lebewesen (in anderen Ökosystemen) auch verbessern. Obwohl es grundsätzlich nicht wünschenswert ist, dass Unternehmen negative Umweltwirkungen auslösen, können aus anthropozentrischer Sicht Umweltbelastungen und Umweltschädigungen geduldet oder sogar bejaht werden, wenn dieser Schadschöpfung ein Nutzen in zumindest gleichem Ausmaß gegenübersteht.671 Voraussetzung für solche Kosten-NutzenAbwägungen ist die Bewertung des Nutzens der Handlungsoptionen und die Bewertung der mit den Handlungsoptionen einhergehenden ökologisch negativen Konsequenzen in gleichen, allgemein akzeptierten (monetären) Recheneinheiten. 672

668 669

670

671

672

Vgl. Strebel 1980, S. 31. Im Hinblick darauf, dass in der gegenständlichen Arbeit die Analyse und Bewertung stoff- und energieflussinduzierter Umweltwirkungen im Mittelpunkt steht, bleiben die Fragen der Bewertung von Eingriffen in die Struktur der natürlichen Umwelt ausgeblendet. Vgl. Parlar/Angerhöfer 1991, S. 3. Siehe auch die Ausführungen zur Stabilität und Resilienz von Ökosystemen in Kapitel 2.2.1. Diese Problematik wird in Modellen zur optimalen Umweltnutzung untersucht. Ausführlich hierzu schon Faber/Niemens/Stephan 1983, S. 11 ff. Vgl. Prammer 1998, S. 142 f. und Schmidberger 1992, S. 436 ff.

143 Die diesbezügliche umweltökonomische Diskussion wurde Mitte der 1960er Jahre durch Boulding 673 angestoßen und in den 1970er Jahren von Kneese/Ayres/d´Arge 674, GeorgescuReogen 675, Daly 676 u.a. weitergeführt. 677 In dieser Diskussion werden auch die Möglichkeiten und Grenzen der Monetarisierung von Umweltbelastungen und Umweltschädigungen sowie der monetären Bewertung einer „intakten“ natürlichen Umwelt sichtbar. Die Grenzen der Monetarisierung des Gutes „Umwelt“ lassen sich auf zwei Ebenen ziehen: Zum einen werden sie durch die starken Vereinfachungen der wohlfahrtstheoretischen Annahmen 678 gezogen und zum anderen entstehen sie durch die Auswahl und die Anwendung der Monetarisierungsmethodik. 679 So werden etwa durch die Befragung der Zahlungs- und Entschädigungsbereitschaft („Willigness-to-pay“ und „Willigness-to-sell“)680 verschiedener sozio-ökonomischer Gruppen Wertansätze für die jeweiligen Umweltgüter ermittelt, die den Unternehmen als Preise vorgegeben werden können. Das Problem dieser Methode liegt aber in der Zuverlässigkeit und Gültigkeit der geäußerten Meinung, da gerade im Umweltbereich eine große Diskrepanz zwischen den verbalen Angaben und den tatsächlichen Handlungen der befragten Personen besteht.681 Eine andere gebräuchliche Methode zur Monetarisierung in der Umweltökonomie ist die „Aufwandsmethode“.682 Als weitere Problemkreise im Zusammenhang mit der monetären Bewertung von Umweltgütern können genannt werden: 683 Repräsentativität der heutigen individuellen Präferenzen für die Interessen zukünftiger Generationen, Ordnungsrahmen und Verteilung, Informationsdefizite und Unsicherheit über Ursache-Wirkungs-Zusammenhänge, Diskon-

673 674 675 676 677 678 679

680 681 682

683

Vgl. Boulding 1966. Vgl. Kneese/Ayres/d´Arge 1970. Vgl. Georgescu-Reogen 1976. Vgl. Daly 1977. Ausführlich hierzu Hueting 1980. Zu den wohlfahrttheoretischen Annahmen siehe Kapitel 2.1.1.3. Darüber hinaus besteht die „absolute Grenze“ der Monetarisierung im Unvermögen des Geldes als Substanzierung des Seins zu dienen. Beispielhaft ausgedrückt: Es gibt keinen Nutzen des Umweltgutes Luftsauerstoff, der in einem absoluten Geldwert ausgedrückt werden kann. Denn gäbe es keinen Luftsauerstoff, so gäbe es keine Menschen, die ihre Zahlungsbereitschaft für eine monetäre Nutzenbewertung zum Ausdruck bringen könnten. Die monetäre Bewertung der intakten natürlichen Umwelt kann somit immer nur eine marginale Bewertung sein, diese setzt jedoch den Lebenswillen des Bewertungsakteurs voraus. Ausführlich hierzu Liebe 2007, S. 169 ff. und Keppler 1991, S. 397 ff. Vgl. Steven/Schwarz/Letmathe 1997, S. 40. Die Aufwandsmethode bewertet den Aufwand, den Individuen tätigen, um Umweltgüter nutzen zu können. Dabei wird angenommen, dass der Nutzen zumindest so groß ist wie die Summe der Kosten, die der Tätigkeit zurechenbar sind. Etwa wird der Nutzen eines Waldspazierganges (Umweltgut Wald) mit den Kosten des Transports bis zum Ausgangspunkt des Spazierganges bewertet. Diese Kosten bilden dann den Bewertungsmaßstab für die Beeinträchtigung des Umweltgutes durch externalisierte Umweltwirkungen. Vgl. Wicke 1991, S. 98. Vgl. Rennings 1994, S. 27 ff.

144 tierung von Umweltschäden, die zu verschiedenen Zeitpunkten eintreten sowie die Frage welche Umweltgüter als ökologische Schutzgüter zu definieren sind. Bei Monetarisierungsstudien orientiert man sich in der Regel am Status quo, d.h. an dem gegebenen Ordnungsrahmen mit gegebener Verteilung und gegebener Informiertheit der Wirtschaftssubjekte. Mittels Sensitivitätsanalysen können dann Einflüsse auf das Modellergebnis durch Änderungen der Annahmen untersucht werden. So können etwa der Ordnungsrahmen, die Verteilung nach Maßgabe der Mitwirkung der Wirtschaftssubjekte am Produktionsprozess oder der Grad der Informiertheit der Bevölkerung modifiziert werden. Ein besonderes methodisches Problem stellt die Unsicherheit über die Ursache-WirkungsZusammenhänge etwa bei der quantitativen Zuordnung von Emissionen und daraus resultierenden Belastungen und Schäden684 dar. Da das Aufstellen (physischer) Belastungsund Schadensfunktionen aufgrund von Informationsdefiziten oft nicht oder nur unvollständig gelingt, ist eine Zuordnung zu den Verursachern nicht oder nur schwer möglich685, auch wenn die Umweltbelastungen und/oder Umweltschädigungen als solche gut sichtbar und gut erfassbar sein mögen. Ein weiteres Problem stellt die Definition und Bewertung ökologischer Schutzgüter dar.686 Allgemein wird der menschlichen Gesundheit ein sehr hoher Stellenwert als ökologisches Schutzgut eingeräumt, d.h. gesundheitliche Belastungen und Gesundheitsschäden treten in Monetarisierungsstudien häufig als dominante Schadenskategorien auf. Methodisch wird hierbei so vorgegangen, dass die Nachfrage nach einer Verringerung von Gesundheitsrisiken durch die Befragung der Zahlungsbereitschaften von Betroffenen ermittelt wird. Den Anspruch hierbei Werturteile im gesundheitlichen Kontext zu fällen, wird von Vertretern dieser Methodik zurückgewiesen, vielmehr wird dieser Anspruch gar nicht erhoben.687 Demnach setzt sich der ökonomische Wert der Gesundheit aus jenem Betrag zusammen, der in Abhängigkeit von den Annahmen (Schaden und Folgewirkungen sind bereits eingetreten oder sind noch nicht eingetreten) durch Befragung erhoben wird, d.h. den die Individuen für die Vermeidung des Gesundheitsrisikos bzw. für eine gesundheitliche Verbesserung zu zahlen bereit sind (Zahlungsbereitschaft für die nicht eintretende Verschlechterung bzw. für die 684

685 686 687

In diesem Zusammenhang erfolgt oft auch keine Unterscheidung in Umweltbelastung und Umweltschädigung/Umweltschäden. Diese Unterscheidung ist jedoch für die Festlegung von Grenzwerten und Schwellenwerten auf dem Weg zu einer ökologisch nachhaltigen Entwicklung von großer Bedeutung (zur Unterscheidung von Umweltbelastung und Umweltschädigung siehe auch Kapitel 2.4.2.1.4 und Kapitel 2.4.2.1.5). Vgl. etwa Herbst 2001, S. 82. Zur Diskussion der ökologischen Schutzgüter siehe Kapitel 2.4.2.1.3. Auch wird kein Widerspruch zur Methodik der Monetarisierung gesehen, wenn im tatsächlichen Verhalten der Bevölkerung die Nachfrage nach Gesundheitsschutz oder die Zahlungsbereitschaft für die Verminderung von Gesundheitsrisiken unendlich hoch wäre (vgl. Rennings 1995, S. 42 f.).

145 Verbesserung) oder für den die Individuen eine Ausweitung von Risiken bzw. eine nicht eingetretene

Verbesserung

auf

sich

nehmen

(Entschädigungsbereitschaft

für

die

Verschlechterung bzw. für die nicht eintretende Verbesserung). Problematisch wird diese Methodik jedoch, wenn irreversible Schäden (z.B. durch Verkehrslärm geschädigte Kinder) zu bewerten sind. Die skizzierten Grenzen führen dazu, dass die monetären Größenordnungen analysierter Schäden in Bezug auf so wichtige Bereiche wie Klimawandel, humantoxische Wirkungen, Artenschwund, Genverarmung bzw. mögliche (größte anzunehmende) Reaktorunfälle umstritten sind. In vielen Monetarisierungsstudien wird zwar das Unsicherheitsproblem erwähnt, dann aber subjektive Annahmen getroffen, die dem Ersteller plausibel erscheinen.688 Auch wenn diese Annahmen transparent gemacht werden, besteht die Gefahr, dass durch willkürliche Annahmen willkürliche Ergebnisse produziert werden. Deshalb erscheint es geboten, die jeweils mögliche Bandbreite der Annahmen offen zu legen. Damit wird auch die angesprochene Unsicherheit transparent gemacht sowie mögliche Ermessensspielräume für Entscheidungsträger in Politik und Wirtschaft, die aus Unsicherheiten resultieren. Ein Beispiel für die Offenlegung der Bandbreite ist der Schadenserwartungswert als Risikokennziffer für das Restrisiko von Reaktorunfällen in Kernkraftwerken. Der Schadenserwartungswert wird als Produkt aus Schadensausmaß und Unfallwahrscheinlichkeit berechnet. Für größte anzunehmende Reaktorunfälle nehmen diese beiden Faktoren extreme Werte an, d.h. das Schadensausmaß ist extrem hoch und die Eintrittswahrscheinlichkeit außerordentlich gering.689 Wird in Studien lediglich der Erwartungswert angegeben bzw. offengelegt, so wird das hohe Schadenausmaß verschleiert.690 Der Rat von Sachverständigen für Umweltfragen hat daher in seinem Umweltgutachten 1994 vorgeschlagen, dass in jenen Fällen, in denen einer der beiden Faktoren einen so extremen Wert annimmt, dass ihre Multiplikation keine problemadäquate Aussage mehr zulässt und daher Übelabwägungen nicht mehr möglich sind, Eintrittswahrscheinlichkeit und Schadensausmaß nicht zu aggregieren, sondern als eigenständige Größen auszuweisen zu bewerten sind. 691 Fazit: Die Monetarisierung bietet grundsätzlich den Vorzug der Verwendung derselben Recheneinheiten, wie für am Markt bezogene Güter. Somit sind Bewertungsergebnisse 688 689

690

691

Ausführlich Endres/Holm-Müller 1998. Dieses Phänomen ist vor allem bei prozessimmanenten Risiken anzutreffen. Siehe hierzu Schulz/ Schulz 1994, S. 183 ff. So liegen beispielsweise gemäß einer von der Europäischen Kommission veröffentlichten Studie aus dem Jahr 1994 die externen Kosten (im Sinne eines Erwartungswertes) für den schwersten Reaktorunfall in einem mittelgroßen Kernkraftwerk innerhalb der europäischen Union (vollständiger Bruch des Sicherheitsbehälters, 10 Prozent des Kerninventars wird freigesetzt) bei lediglich 0,1 mECU pro erzeugter kWh Energie. Die berechneten Schadenskosten liegen hingegen in einer Größenordnung von einigen hundert Milliarden ECU (vgl. Ewers/Rennings 1995, S. 185 ff.). Vgl. Der Rat von Sachverständigen für Umweltfragen 1994, Tz. 59.

146 einfach darstellbar und im Einzelfall nachvollziehbar.692 Die aus der Volkswirtschaftslehre bekannten Ansätze zur monetären Bewertung von Umweltwirkungen sind jedoch aufgrund ihrer anderen Perspektive und ihrer Zielsetzungen für betriebliche Zwecke nur bedingt geeignet 693, auch wenn sie gewisse Anhaltspunkte für die ökonomische Bewertung liefern. Keines der Verfahren ist hinreichend standardisiert oder allgemein akzeptiert. Auch in der betrieblichen Praxis wurden sie bislang kaum eingesetzt.694 Die Bewertung gesundheitlicher Beeinträchtigungen („Humantoxizität“) erfolgt weder vollständig noch systematisch, noch beruht sie auf naturwissenschaftlichen Grundlagen und Erkenntnissen. Die Berücksichtigung weicher Informationen erscheint allenfalls bei der Analyse der Zahlungs- und Entschädigungsbereitschaft sowie bei der Aufwandsmethode möglich, wobei die Praktikabilität dieser Methoden sehr gering ist. 695 Bei der Erörterung der Nachhaltigkeitskonzepte in Kapitel 2.3.1 hat sich das Konzept der kritischen ökologischen Nachhaltigkeit als das zu bevorzugende Konzept herauskristallisiert. Danach lässt sich für die betriebliche und überbetriebliche Ebene die Forderung ableiten, Umweltwirkungen auch hinsichtlich des physischen Erfüllungsgrades der ökologischen Nachhaltigkeit abzubilden. Eine Bewertung, die sich lediglich auf die Monetarisierung betrieblicher Umweltwirkungen stützt, ist hier nicht ausreichend. Für Unternehmen, die ihren Beitrag in Richtung (kritischer) ökologischer Nachhaltigkeit leisten wollen, ist die Einrichtung eines Stoffstrommanagements unverzichtbar, das in der Lage ist, direkte und indirekte Stoff- und Energieflüsse möglichst auf naturwissenschaftlicher Grundlage nichtmonetär zu bewerten um ihre ökologisch nachhaltigen Gestaltung und Lenkung zu ermöglichen. Anfallende Umweltein- und Umweltauswirkungen würden in Umweltbilanzen ihre physische Abbildung und nicht-monetäre Bewertung finden. Zugleich können die Ergebnisse von Umweltbilanzen als Vorstufe einer monetären Bewertung betrachtet werden, sofern sie Informationen liefern, die eine Monetarisierung betrieblicher Umweltwirkungen erleichtern. Sollen ökonomische und ökologische Kriterien in die betriebliche Entscheidungsfindung eingehen, so ist neben der monetären jedenfalls eine eigenständige nicht-monetäre Bewertung durchzuführen.

692

693

694

695

Entspricht (im Idealfall) das in Geldeinheiten ausgedrückte Schadensäquivalent den tatsächlichen Präferenzen des Eigentümers des geschädigten Umweltgutes, so ist für das betroffene Individuum das Bewertungsergebnis gut nachvollziehbar. (vgl. Bogaschewsky 1995, S. 44). Auf Grundlage dieser Kritik entwickelt Lethmathe ein – allerdings sehr aufwendiges – Verfahren zur „direkten pagatorischen Bewertung“ von Umweltwirkungsarten. Zu den ermittelten „direkten pagatorischen Kosten“ werden acht weitere Kostenkomponenten addiert und man erhält den sogenannten „Verrechnungspreis der Umweltwirkungsart“. Dieser enthält neben der Komponente „ökologischen Kosten“ auch die Komponente „Kostenzuschläge für Steuerungszwecke“ zur Unterstützung betrieblicher Umweltziele. Ausführlich hierzu Lethmate 1998, S. 97 ff. u. S. 176 ff. Von den wenigen praktischen Erfahrungen („Costs of Environmental Effects“, „Full Cost Accounting“) berichten Fichter/Loew/Seidel 1997, S. 98 ff. Vgl. Steven/Schwarz/Letmathe 1997, S. 41.

147 Vor diesem Hintergrund werden in den folgenden Unterkapiteln umweltorientierte bzw. ökologische Bewertungsverfahren für die betriebliche Anwendung dargestellt und analysiert. 696 Dies ist zugleich eine Aktualisierung der Darstellung von Bewertungsverfahren, deren Einsatzgebiete und Leistungsfähigkeit vom Verfasser im Jahre 1996 publiziert wurde. 697 Die Untergliederung dieser Bewertungsverfahren orientiert sich an drei Klassen:698 (1) monetäre umweltorientierte Bewertungsverfahren (Kapitel 2.4.4.2.2), (2) relativ abstufende ökologische Bewertungsverfahren (Kapitel 2.4.4.2.3) sowie (3) naturwissenschaftlich fundierte ökologische Bewertungsverfahren (Kap. 2.4.4.2.4). In den Kapiteln 2.4.4.2.3 und 2.4.4.2.4 werden Bewertungsverfahren auf Grundlage nichtmonetärer Maßstäbe analysiert. Vorgreifend wird an dieser Stelle festgehalten, dass neben dem Klimawandel die Toxizität von Schadstoffen als eine sehr bedeutende Umweltkategorie eingestuft wird, die das Gefährdungspotential chemischer Substanzen oder physikalischer Einwirkungen (Lärm, Strahlung) für Mensch, Tier und Ökosystem quantifiziert. Die Toxizität von Schadstoffen kann grob in Bezug auf humantoxische und ökotoxische Wirkungen unterschieden werden: 699 - Die Humantoxizität eines Stoffes erfasst die Giftigkeit für den menschlichen Organismus. Es werden Schadstoffe auf ihre krankmachende Wirkung sowie ihre Fähigkeit untersucht, Erbgutveränderungen hervorzurufen. Es wird weiters zwischen Stoffen mit akuter Toxizität und Stoffen mit chronischer Toxizität unterschieden. Bei letzteren treten die Folgen erst nach längerer Einwirkungsdauer auf. 700 So werden etwa in Bergbaubetrieben Mitarbeiter hohen Staubkonzentrationen ausgesetzt. Die akute Toxizität bestimmter Stäube kann Hustenanfälle verursachen (organische Belastung), während die chronische Toxizität zu dauerhaften organischen Schäden führen kann (Staublunge oder Lungenkarzinom) 701. 696

697 698 699 700 701

Auf Einordnung und Darstellung der verbal-argumentativen Bewertung wird verzichtet: Nachdem sich bis heute noch kein allgemein anerkanntes (quantitatives) ökologisches Bewertungsverfahren herausgebildet hat, werden die Sachverhalte in der betrieblichen Praxis häufig verbal-argumentativ beurteilt. Eine solche Bewertung setzt - wie andere Verfahren auch - auf den erhobenen betrieblichen Stoff- und Energieflüssen auf. Hinzu kommen technische Daten der Produktionsprozesse und Ergebnisse von Soll-Ist-Vergleichen. Unter Berücksichtigung von Grenzwerten und verschiedenen Schwellenwerten werden dann die ökologischen Sachverhalte (oft unter Einbezug von Expertisen) verbal-argumentativ beurteilt und allfällige Handlungsprioritäten abgeleitet. Die Grundlage der verbal-argumentativen Bewertung bilden daher – methodisch betrachtet – Wissensstand, subjektive Einschätzungen und Werthaltungen der jeweiligen Bewertungsakteure bzw. Experten. Sie ist somit kein quantitatives Bewertungsverfahren im eigentlichen Sinne, weshalb auf eine nähere Betrachtung verzichtet wird (zur verbal-argumentativen Bewertung siehe Bundesumweltministerium/Umweltbundesamt Berlin 1995, S. 119 ff.). Vgl. Prammer 1996, S. 221 ff. Vgl. Bundesumweltministerium/Umweltbundesamt Berlin 2001, S. 219 ff. Vgl. Streit 1994, S. 790f. Vgl. Streit 1992, S. 645. Ausführlich hierzu Katalyse 1993, S. 713.

148 - Die Ökotoxizität eines Stoffes erfasst die Giftigkeit in Bezug auf Ökosysteme. Untersuchungsgegenstände sind die chemischen Eigenschaften der in die natürliche Umwelt abgegebenen Stoffe bzw. Verbindungen und der entstehenden Folgeverbindungen. Weiters werden die Eigenschaften der Dispersion (Verteilung, Mobilität)702 sowie der Akkumulation (Anreicherung) 703 von Schadstoffen untersucht.

2.4.4.2.2

Monetäre umweltorientierte Bewertungsverfahren

Aus betrieblicher Sicht müssen bestimmten Handlungsalternativen, Gütern und Dienstleistungen Werte zugeordnet werden704, um die bestmögliche Nutzung der durch Knappheit charakterisierten Güter und Dienstleistungen zu erreichen.705 Im ökonomischen Sprachgebrauch handelt es sich hierbei immer um Min-Max- oder Max-Min-Lösungen, d.h. Lösungen mit dem Ziel höchste Effizienz zu erreichen. Die monetäre Bewertung einer Umweltwirkung erfolgt durch Verknüpfung ihrer – zuvor identifizierten und quantifizierten – Mengenkomponente mit ihrer Wertkomponente.706 Ziel der Bewertung ist es, durch die Verwendung derselben Recheneinheiten wie für die am Markt verfügbaren Güter eine Vergleichbarkeit zwischen diesen „Güterkategorien“ herzustellen. Während etwa bei der handels- und steuerrechtlichen Bewertung das Geld als einheitlicher Wertmaßstab vorgegeben ist und daher die Bewertung direkt-monetär (Multiplikation von Gütermenge mit jeweiligem Marktpreis) erfolgen kann, können den Umweltwirkungen aufgrund der spezifischen Problematik nicht unmittelbar monetäre Werte zugerechnet werden. Die Schwierigkeit bei der Monetarisierung von betrieblichen Umweltwirkungen besteht neben den oben angesprochenen Problemen in der Wahl des Ansatzes zur Monetarisierung: 707 (1) Ansatz von Marktpreisen: Aus einzelwirtschaftlicher Sicht ist die Wertkomponente externalisierter Umweltwirkungen aus den bereits internalisierten sowie früher oder später zu internalisierenden Kosten abzuleiten. Folglich beziehen sich diese Kosten auf die gesetzten Maßnahmen für den Umweltschutz (Umweltschutzkosten) und auf Kosten, die dem Betrieb als Verursacher gesellschaftlich unerwünschter Umweltwirkungen zu verrechnen wären (potentielle interne Umweltwirkungskosten) oder der Betrieb früher oder später zu tragen

702

703 704 705 706 707

Zur Dispersion von Schadstoffen in einem standardisierten terrestrischen Ökosystem vgl. Figge/Klahn/ Koch 1985, S. 39 ff. Ausführlich zur Akkumulation von Schadstoffen Parlar/Angerhöfer 1991, S. 277 ff. Zur Zuordnung von Werten vgl. Picot 1977, S. 178 und Hallay/Pfriem 1992, S. 38 ff. Vgl. Weinmann 1991, S. 15 ff. Vgl. Betge 1988, S. 523. Vgl. Steven/Schwarz/Letmathe 1997, S. 39 ff.

149 hätte (potentielle Umweltschutzkosten).708 Die Bewertung dieser Kosten erfolgt mittels üblicher Bewertungsverfahren, d.h. mittels des Marktpreisansatzes.709 Diesem praktischen Vorteil steht der Nachteil gegenüber, dass nicht alle Umweltwirkungen erfasst werden (können), da sie entweder nicht quantifizierbar sind710 oder nicht monetarisierbar sind711 oder weil nur für wenige potentielle Umweltwirkungskosten bzw. Umweltschutzkosten ein Marktpreis bestimmbar ist. Bei den Kosten für Umweltschutzmaßnahmen besteht ein weiteres Problem darin, dass sie sich nicht immer eindeutig von anderen entstehenden Kosten abgrenzen lassen. Diese Frage ist jedoch von Bedeutung, wenn es gilt die aufgrund ihrer Wirksamkeit prinzipiell vorzuziehenden integrierten Umweltschutzmaßnahmen mitsamt den hierfür anfallenden Kosten klar und nachvollziehbar in einem Umweltbericht darzulegen. 712 (2) Erweiterung traditioneller Investitionsrechnungsverfahren: Hier wird versucht, traditionelle Investitionsrechnungsverfahren, wie etwa das Kapitalwertverfahren oder die Berechnung der Amortisationsdauer, um Zahlungen zu erweitern, die durch Umweltschutzmaßnahmen oder auch durch unterlassenen Umweltschutz ausgelöst wurden. Durch Sensitivitätsanalysen können mögliche Konsequenzen abgeschätzt werden und durch Variation kritischer Werte Optimierungsüberlegungen angestellt werden. (3) Befragung der Zahlungs- und Entschädigungsbereitschaft: Auf dieses Verfahren wurde bereits im vorigen Kapitel eingegangen. (4) Ökonomische Internalisierung externer Umweltwirkungen: Durch den Einsatz marktwirtschaftlicher Instrumente und Auflagen gibt der Staat den Unternehmen direkt und indirekt Preise für bestimmte Umweltwirkungen mit der Intension vor, dass die externen Effekte möglichst verursachungsgerecht internalisiert werden. Je nach ökologischer Betroffenheit und Integration von „Umweltschutz“ in das unternehmerische Zielsystem713 sind neben den vom Staat vorgegebenen internalisierten Umweltwirkungen auch andere bzw. freie Umweltgüter in die Bewertung einzubeziehen. Hierbei ist eines der Hauptprobleme die vorherrschende Unsicherheit und Unstimmigkeit über Vorhandensein und Ausmaß der (ökologischen) 708 709

710

711

712

713

Ausführlich zum Ansatz von Umweltschutzkosten und Umweltwirkungskosten in Kapitel 3.4.4.2. Zur marktbezogenen Bewertung internalisierter Effekte vgl. Seidel 1992a und Schaltegger/Sturm 1992, S. 73 f. Eine nicht quantifizierbare Umweltwirkung ist etwa das Ausrotten einer nicht bekannten Tier- oder Pflanzenart. Eine quantifizierbare, aber nicht monetarisierbar Umweltwirkung ist etwa die Ausrottung einer bekannten Tier- oder Pflanzenart. Der Frage der Abgrenzung zwischen additiven und integrierten Umweltschutzkosten und deren zweckadäquater Darlegung nach außen wird in Kapitel 4.2.1 nachgegangen. Siehe hierzu in Kapitel 2.6.

150 Knappheit, was deren Bewertbarkeit und damit die Integration ökologisch bedingter Konsequenzen von Handlungsoptionen in betriebliche Entscheidungen wesentlich erschwert. Auch wenn die Transformation von externen Umweltwirkungen in Geldeinheiten mit einem mehr oder weniger großen ökologischen Informationsverlust verbunden ist, muss der monetären Bewertung im ökologischen Kontext eine gewisse Priorität eingeräumt werden, um die Anwendung klassischer Instrumente des Rechnungswesens zu ermöglichen. 714

2.4.4.2.3

Relativ abstufende ökologische Bewertungsverfahren

Zu diesen Verfahren zählen alle Methoden, die sich nicht auf eine Darstellung und Kommentierung beschränken, sondern darüber hinaus auf eine ordinale Bewertung abstellen. Die - meist in modifizierter Form zum Einsatz gelangende - „ökologieorientierte ABC- oder ABC/XYZ-Analyse“ ist das in der betrieblichen Praxis am meisten eingesetzte diesbezügliche Bewertungsverfahren. Es hat seinen Ursprung in den Überlegungen zur Schwachstellenanalyse im Rahmen des (ersten) Ökobilanz-Ansatzes des IÖW 715. 716 Im Zuge der Weiterentwicklung dieses Ansatzes wurde eine zweiphasige Methodik entwickelt. Die erste Phase umfasst eine ökologische Schwachstellenanalyse nach definierten Kriterien (gegenständliches Bewertungsverfahren) 717; die zweite Phase umfasst die Erarbeitung möglicher Verbesserungsmaßnahmen zur Behebung der eingestuften Schwachstellen. Stahlmann, der bei der Entwicklung dieses Verfahrens maßgeblich beteiligt war, hat das in der Materialwirtschaft erfolgreich eingesetzte Konzept der ABC-Analyse auf die ökologieorientierte ABC-Analyse übertragen.718 Der (traditionellen) ABC-Analyse liegt die Vorstellung zugrunde, dass eine kleine Anzahl von Problemkomponenten einen großen Problembeitrag leistet. Durch eine grobe Einteilung sollen diejenigen Materialien identifiziert werden, die aufgrund ihres Kostenanteils und ihres Bedarfsverlaufes besonders sorgfältig zu disponieren sind, um den wirtschaftlichen Erfolg nicht zu gefährden. Analog sollen im Rahmen der ökologieorientierten ABC-Analyse jene Stoffströme oder -bestände ermittelt werden, von denen besonders hohe negative Umweltwirkungen ausgehen.

714

715 716 717 718

Eine Reihe von in den letzten Jahrzehnten entwickelten Konzepten zur monetären Bewertung sind auf Fragestellungen des Umweltschutzes übertragen worden (vgl. Günther 1994, S. 143). IÖW = Institut für ökologische Wirtschaftsforschung, Berlin (http://www.ioew.de) Vgl. Hallay 1989. Vgl. Prammer 1996, S. 230 ff. Vgl. Stahlmann 1992, S. 3 ff.

151 Hallay/Pfriem wenden sieben Perspektiven an, um die von einem Unternehmen ausgehenden Umweltwirkungen angemessen zu erfassen: 719 1. Einhaltung umweltrechtlicher und -politischer Rahmenbedingungen 2. Gesellschaftliche Anforderungen/Diskussion 3. Beeinträchtigung der Umweltmedien Luft, Wasser und Boden sowie Beeinträchtigung durch Toxizität (ökologisches Normalfallrisiko) 4. Beeinträchtigung der Umwelt durch potentielle Störfälle 5. Internalisierte Umweltkosten (Lager-, Entsorgungskosten, Abgaben, Kontrollaufwand) 6. Beeinträchtigung der Umwelt in den vor- und nachgelagerten Stufen (Rohstoffgewinnung, Vorproduktion, Gebrauch, Entsorgung, Recyclingfähigkeit) 7. Stoffliche Verluste (Wertschöpfung) Die Einzelkriterien werden als Vorschlag für die betrieblichen Entscheidungsträger verstanden. 720 Da nur wenige objektive Standards existieren, müssen in den Unternehmen vielfach ökologische Unternehmensziele und Leistungskriterien eigenständig definiert und allfällig vorhandene Konzepte zur Umsetzung modifiziert werden.721 Die mit "A" bewerteten Positionen stellen die Hauptansatzpunkte umweltrelevanter Verbesserungen dar. Mit "B" eingestufte Positionen bedeuten keinen unmittelbaren Handlungsbedarf, Verbesserungen sollten jedoch mittelfristig angestrebt werden. Positionen, die mit "C" eingestuft sind, stellen nach dem aktuellen Kenntnisstand ein so geringes Problem dar, dass kein Handlungsbedarf besteht. 722 Während mit Hilfe der ABC-Dimension die Bedeutung einer Umweltwirkung anhand des von ihr ausgelösten Handlungsbedarfes festgemacht wird, wird mit Hilfe der XYZ-Dimension ihr Mengeneffekt bzw. ihre Dauer abgeschätzt und beurteilt. 723 Anzumerken ist, dass die Beurteilung, ob eine bestimmte Umweltwirkung stark, mittel oder gering negativ ist, in hohem Maße von der persönlichen Einschätzung des Bewertenden abhängt. Zu kritisieren ist, dass alle sieben (Hallay/Pfriem) bzw. sechs Kriterien (Stahlmann) gleichgewichtig in die Bewertung eingehen, obwohl sich das eine oder andere Kriterium als 719 720

721 722 723

Vgl. Hallay/Pfriem 1992, S. 108 ff. Stahlmann hat 1994 - den Vorschlag von Hallay/Pfriem modifizierend - einen Bewertungsraster mit sechs Kriterien aufgestellt: (1) analog 1. Hallay/Pfriem; (2) analog 2. Hallay/Pfriem; (3) Gefährdungs- und Störfallpotential; (4) Internalisierte Umweltkosten und Produktivitätsverluste; (5) analog 6. Hallay/ Pfriem; (6) Erschöpfung nicht-regenerativer Rohstoffe / Übernutzung regenerativer Ressourcen. Vgl. hierzu ausführlich Stahlmann 1994a, S. 13. Vgl. Lehmann 1990, S. 6. Vgl. Lehmann 1990, S. 94. X = lang andauernde bzw. mengenmäßig hohe Umweltwirkung, Y = mittelfristig dauernde bzw. mengenmäßig mittlere Umweltwirkung, Z = kurzfristige bzw. mengenmäßig geringfügige Umweltwirkung.

152 vorrangig oder dominant negativ erweisen könnte.724 Als problematisch kann auch der ökologische „Informationsverlust“ je betrachtetem Stoff, Produkt bzw. Prozess angesehen werden, der durch die methodisch „erzwungene“ starke Aggregation (sehr) unterschiedlicher Einzelurteile zu einer vierstelligen Schlüsselzahl entsteht.725 Umso entscheidender ist daher die Nachvollziehbarkeit der Bewertungen, damit im Nachhinein und/oder bei Einsatz anderer Bewertungsakteure Fakten und ihre Bewertung zwar vermischt analysiert werden können, jedoch die gleichen Schlüsse gezogen werden. Positiv muss angemerkt werden, dass eine vollständige und systematische Bewertung der betrieblichen Umweltwirkungen grundsätzlich möglich ist. Das Verfahren eignet sich gut für die ökologische Bewertung von Techno-Indikatoren.726 Die Klarheit und Nachvollziehbarkeit der Bewertung lässt sich durch Offenlegung subjektiver Einschätzungen und Werthaltungen der Bewertungsakteure sicherstellen. Der Rückgriff auf naturwissenschaftliche Erkenntnisse erfolgt nicht systematisch, wird jedoch von der Methode her weder beschränkt noch gefördert. Aufgrund der Einfachheit des Verfahrens kann davon ausgegangen werden, dass sich die ökologieorientierte ABC-Analyse in der Praxis mit einem vertretbaren Aufwand realisieren lässt.

2.4.4.2.4

Exkurs: Naturwissenschaftlich fundierte ökologische Bewertungsverfahren

Für die ökologische Bewertung betrieblicher Umweltwirkungen sind unterschiedliche Verfahren entwickelt worden. Für alle diese Verfahren gelten die gleichen zentralen Anforderungen: 727 - Vollständigkeit: Nur die systematische Erfassung aller Umwelteinwirkungen ermöglicht die Abbildung aller für die Entscheidungsfindung relevanten Umweltauswirkungen der betrachteten Handlungsoptionen. Dazu dient die systematische Berücksichtigung aller Hauptarten der betrieblichen Umwelteinwirkungen und Umweltauswirkungen - naturwissenschaftliche Fundierung: Dieser Grundsatz impliziert den Einbezug aktueller naturwissenschaftlicher Erkenntnisse - insbesondere der Erkenntnisse über das ökologische

724 725 726 727

Vgl. Steven/Schwarz/Letmathe 1997, S. 37. Beispiele hierzu Stahlmann 1994a, S. 15 f. Vgl. Prammer 1996, S. 240 f., siehe auch Kapitel 2.4.4.1.2.1. Zu Zielsetzungen und abgeleiteten Anforderungen an umweltorientierte Bewertungsverfahren vgl. Letmathe 1998, S. 71, Steven/ Schwarz/Letmathe 1997, S. 32 f., Prammer 1996, S. 233 ff., Reiche 1993, S. 15 f., Roth 1992, S. 196 und Dorow 1991, S. 35.

153 Wirkverhalten von Stoffen und Energie - sowie die Anwendung zuverlässiger, anerkannter Methoden zur Beschreibung von Umweltauswirkungen. - Nachvollziehbarkeit: Da regelmäßig unterschiedliche Werthaltungen und subjektive Urteile der Bewertungsakteure in den Bewertungsprozess einfließen, lässt sich in vielen Fällen der Grundsatz der Reliabilität nur schwer erfüllen. Deshalb sollen die Bewertungsvorgänge möglichst transparent gemacht werden, um die Nachvollziehbarkeit und Überprüfbarkeit des Bewertungsprozesses zu ermöglichen. 728 Dies setzt auch eine Übersichtlichkeit der Verfahrensführung sowie eine vollständige Dokumentation der Verfahrensschritte voraus. - Allgemeine Akzeptanz: Ausdruck für die allgemeine Akzeptanz eines Bewertungsverfahrens ist, dass es - zumindest als Rahmen - auf nationaler oder internationaler Ebene als Regelwerk vorgeschrieben wird. Eine hohe Akzeptanz lässt sich aber auch erreichen, wenn eine einheitliche Vorgehensweise zur umweltorientierten Bewertung und Rechnungslegung durch Dachorganisationen der Wirtschaft empfohlen wird. Ein Kriterium zur Erfüllung der allgemeinen Akzeptanz ist die weitgehende Verallgemeinerbarkeit des Bewertungsverfahrens. Dies bedeutet, dass es für alle Organisationen anwendbar sein muss und nicht auf bestimmte Unternehmen oder Branchen zugeschnitten ist. Somit ist ein Vergleich verschiedener Wirtschaftseinheiten sowie eine Übertragung des Verfahrens auf neue Anwendungsgebiete möglich. - Wirtschaftlichkeit und Praktikabilität: Damit ein Bewertungsverfahren auch in der Praxis verwendet werden kann, müssen die Ergebnisse mit einem vertretbaren (ökonomischen) Aufwand erzielbar sein. Dazu gehört auch die Eignung des Bewertungsverfahrens zur EDVUnterstütztung. Nach der Skizzierung der Bewertungsverfahren erfolgt eine Beurteilung nach dem Erfüllungsgrad der gestellten Anforderungen. Vorgestellt werden: (A) Das grenzwertorientierte „Verfahren der kritischen Volumina nach Habersatter 1984/ 1990“, (B) Das stoffflussorientierte „Verfahren der ökologischen Knappheit" nach Braunschweig/ Müller-Wenk 1990/1993“, (C) Das energieflussorientierte Verfahren „kumulierter Energieaufwand nach VDI 1995“, (D) Das Umweltauswirkungsorientiertes „Verfahren nach Centrum voor Milieukunde - CML 1992“ und „Umweltbundesamt Berlin - Version ´99“ sowie (E) Weitere naturwissenschaftlich fundierte ökologische Bewertungsverfahren. 728

Auch die ISO 14040 mist in diesem Zusammenhang dem Grundsatz der Klarheit und Transparenz besondere Bedeutung zu (vgl. ISO 1995, S. 12).

154 ad (A) Das grenzwertorientierte „Verfahren der kritischen Volumina nach Habersatter 1984/1990“: Das am meisten angewendete Bewertungsverfahren ist das Verfahren nach den "kritischen Volumina", in dem mit der gleichen mathematischen Methode zur Bestimmung von gewichteter Schädlichkeit operiert wird, wie sie die US-amerikanische Umweltbehörde EPA 729 im Jahre 1978 entwickelt hat und wie sie später in den Packstoff-Studien "BUS 1984“ 730 und "BUWAL 1990“ 731 zur Anwendung gelangte. Mit diesem Verfahren werden ausschließlich Einträge, die in die Umweltmedien gelangen, bewertet. Nicht bewertet werden Ressourcenbeanspruchung oder Einwirkungen auf die Struktur der natürlichen Umwelt. Grundidee ist, dass man für jeden in einer bestimmten Menge in das Medium Luft, Wasser oder Boden abgegebenen Schadstoff berechnet, welches Volumen an Luft oder Wasser bzw. welche Masse an Boden durch die Wirkung dieser Schadstoffmenge bis zum Grenzwert belastet wird.732 Dabei darf jede Einheit Reinluft, sauberes Wasser oder unbelasteter Boden nur mit einem Schadstoff belastet gerechnet werden. Die resultierenden Größen werden "kritische Volumina"733 genannt, d.h. für alle Luftschadstoffe zusammen ergibt sich so grundsätzlich eine kritische Gesamtmenge Luft (Formel 2-1), für Schadstoffe im Wasser eine kritische Gesamtmenge Wasser (Formel 2-2) und für alle Einträge in Böden eine kritische Gesamtmenge Boden734 (Formel 2-3).

Kritisches Luftvolumen

n

Menge Schadstoff i [mg ] i [mg / m³ Luft ]

¦ Im missionsgrenzwert Stoff i 1

Formel 2-1: Kritisches Luftvolumen (n = Anzahl betrachteter Schadstoffe im Medium Luft)

Kritisches Wasservolumen

n

Menge Schadstoff i [mg ] i [mg / l Wasser ]

¦ Im missionsgrenzwert Stoff i 1

Formel 2-2: Kritisches Wasservolumen (n = Anzahl betrachteter Schadstoffe im Medium Wasser)

729 730

731 732 733 734

EPA: Environmental Protection Agency. Vgl. Bundesamt für Umweltschutz 1984 (beim Schweizer "Bundesamt für Umweltschutz (BUS)“ handelt es sich um das spätere "Bundesamt für Umwelt, Wald und Landschaft (BUWAL)“ bzw. das heutige “Bundesamt für Umwelt (BAFU)“). Vgl. Habersatter 1991. Vgl. Habersatter 1991, S. 16. Vgl. Habersatter 1991, S. 47. Das "kritische Bodenvolumen" wurde in den Studien "BUS 1984" und "BUWAL 1990" nicht angewendet.

155 Kritisches Bodenvolumen

n

Menge Schadstoff i [mg ] i [mg / m³ Boden]

¦ Im missionsgrenzwert Stoff i 1

Formel 2-3: Kritisches Bodenvolumen (n = Anzahl betrachteter Schadstoffe im Medium Boden)

Mit der Aggregation der kritischen Volumina je Schadstoff innerhalb eines Umweltmediums ist ein grundsätzliches Problem bei der Verwendung dieser Methode anzusprechen.735 Eine solche Aggregation dürfte – im Sinne der Klarheit der Methode - nur erfolgen, wenn sich die zugrunde liegenden Grenzwerte auf das gleiche Schutzkonzept beziehen. Ansonsten liegen den ermittelten Zielgrößen unterschiedliche Wertungen zugrunde.736 So wurden etwa in der Schweiz bestimmte Grenzwerte für Emissionen in die Luft nach dem Stand der Technik und der wirtschaftlichen Zumutbarkeit festgelegt, andere Grenzwerte wiederum nach ökologischen Erfordernissen 737. Dazu kommt, dass die den Grenzwerten zugrunde liegenden Schutzkonzepte im transnationalen Kontext oft in noch höherem Ausmaß auseinanderklaffen. Das Bewertungsverfahren ist weiters nicht anwendbar für Stoffe, für die keine aufnahmesystemspezifischen Assimilationsgrenzen (human- bzw. ökotoxikologisch begründete Wirkungsschwellen) angegeben werden können. 738 Das grenzwertorientierte Modell der "kritischen Volumina" differenziert methodisch nicht in Umweltein- und Umweltauswirkungen. Die methodischen Grundzüge dieses grenzwertorientierten Verfahrens wurden später von Mosthaf 739sowie Strebel/Schwarz/Polzer740 aufgegriffen, indem für jede der vier Umweltkategorien, und zwar für - Energieverbrauch, - Wasserverbrauch, 735

736

737

738

739 740

Bei der Aggregation innerhalb eines Umweltmediums wird von einer undefinierten Gleichbedeutung der Grenzwerte ausgegangen. Eine Aggregation der kritischen Volumina über mehrere Umweltmedien wird jedoch nicht vorgenommen. Bei den seinerzeitigen Studien Ende der 1980er und in den 1990er Jahren wurden für die Bestimmung des kritischen Luftvolumens die Staub-, NOx-, SOx-, Pb- und Cadmium-Grenzwerte aus den jeweiligen Luftreinhalteverordnungen entnommen, die einem politischen Dialog unter dem Aspekt einer dauerhaften Luftbelastung unterworfen waren während die verwendeten VDI 2340-MIK-Werte auf wissenschaftlichen Überlegungen eines deutschen Berufsverbandes gründeten und die MAK-Werte einem weiteren Schutzkonzept entstammen, das an einer Acht-Stunden-Belastung am Arbeitsplatz orientiert ist (vgl. Giegrich et al. 1995, S. 22). So existierten in der Schweiz in den 1980-Jahren zwar "strenge" NOx- und SOx-Grenzwerte zum Schutz der Vegetation, zugleich jedoch "großzügige" Kohlenwasserstoff-Grenzwerte. Damit wurden die kritischen Luftvolumina der zu bewertenden Optionen vor allem durch die NOx- und SOx-Emissionen bestimmt (vgl. hierzu etwa die Studie „Ökobilanz von Packstoffen“ in Bundesamt für Umweltschutz 1984). Dazu gehören etwa kanzerogen und allergen wirkende Stoffe ebenso wie immunsystemschwächende Noxen (vgl. Giegrich et al. 1995, S. 23). Mosthaf 1991, S. 191 ff. Strebel/Schwarz/Polzer 1993, S. 75 ff.

156 -

Luftbelastung und

-

Deponiebelastung

eine Kennzahl ermittelt wird, so dass sich eindeutig unterlegene Alternativen erkennen und aus der weiteren Betrachtung ausscheiden lassen. Wie beim Verfahren der kritischen Volumina (sowie allen Verfahren, die die umweltrelevanten Informationen nicht zu einer einzigen Kennzahl aggregieren), ist es zur endgültigen Auswahl der Alternativen mit den geringsten Umweltwirkungen erforderlich, die einzelnen Umweltkategorien zu gewichten. Solche Gewichtungen können nicht naturwissenschaftlich abgestützt werden, sondern beruhen auf subjektiven Werthaltungen über die relative Bedeutung der einzelnen Umweltkategorien. Zwischenfazit: Das Verfahren wird in dieser Arbeit nicht mehr weiter betrachtet, da es keine methodische Differenzierung zwischen Umwelteinwirkungen und Umweltauswirkungen aufweist 741 und als nicht ISO-konform 742 angesehen wird. ad (B) Stoffflussorientiertes „Verfahren der ökologischen Knappheit nach Braunschweig/ Müller-Wenk 1990/1993“: Die Entwicklung des stoffflussorientierten Modells der "ökologischen Knappheit" erfolgte in drei Phasen bis zur heutigen Anwendung. (B1) Das stoffflussorientierte „Modell der ökologischen Knappheit nach Müller-Wenk 1978“; (B2) Das stoffflussorientierte „Modell der ökologischen Knappheit nach Ahbe/Braunschweig/Müller-Wenk 1990“; (B3) Das stoffflussorientierte „Modell der ökologischen Knappheit nach Braunschweig/Müller-Wenk 1993 - Ö.B.U.-Methodik 1992“. ad (B1) Modell der "ökologischen Knappheit nach Müller-Wenk 1978“: Im Jahr 1973 in der schweizerischen Lebensmittelfirma Roco-Konserven praktisch erprobt, wurde die „ökologische Buchhaltung“ 1978 in einer gleichnamigen Veröffentlichung von Müller-Wenk als naturwissenschaftlich orientiertes Instrumentarium zur quantitativen Messung der Inanspruchnahme der Umwelt dargestellt.743 Es war dies ein konzeptioneller Meilenstein der 1970er Jahre, da es sich um einen – zumindest theoretisch – geschlossenen Vorschlag für ein betriebliches Umweltinformations- und -bewertungssystem handelte. Grundlage dieses Knappheitsansatzes ist die Überlegung, dass es möglich ist, Qualitätszielsetzungen in Form von "kritischen Frachten", also Stoffflüssen für die einzelnen

741 742 743

Vgl. Prammer 1996, S. 211 ff. Vgl. Umweltbundesamt Berlin 2000, S. 10. Vgl. Müller-Wenk 1978.

157 Umweltmedien Luft, Wasser und Boden so zu formulieren, sodass bei deren Einhaltung die Weiterexistenz der Lebewesen grundsätzlich gewährleistet ist. Dabei werden nur jene Stoffflüsse als relevant betrachtet, die dauerhafte Umweltauswirkungen nach sich ziehen. Die Festlegung der kritischen Frachten erfolgt für eine Region bzw. eine definierte räumliche Einheit, wobei die innerhalb der räumlichen Einheit bestehende Hintergrundbelastung ebenso berücksichtigt wird bzw. werden kann wie die für die räumliche Einheit festgelegten Umweltqualitätsziele. Als allgemeine Maßzahl der Umweltwirkungen von Unternehmen werden ursprünglich sog. Rechnungseinheiten (RE) verwendet. Zur Ermittlung von RE wird in vier Schritten vorgegangen: 744 - Vereinfachung der Wirklichkeit durch Auswahl von Umwelteinwirkungen (Konten); - Bildung von Äquivalenzkoeffizienten (AeK) für die jeweilige Einwirkungsart als Ausdruck der relativen ökologischen Knappheit; - Ermittlung von Rechnungseinheiten (RE) je Umwelteinwirkungsart; - Die Ermittlung der Gesamtumwelteinwirkungen eines Unternehmens in Rechnungseinheiten (RE). Die Umwelteinwirkungen - grundsätzlich alle Entnahmen aus der und alle Einträge in die natürliche(n) Umwelt - werden nach einem mehrstufigen Vereinfachungskonzept in Konten dargestellt und in ihren physikalischen Größen erfasst. Gemäß der "ökologischen Knappheit" wird dann je Umwelteinwirkungsart ein Äquivalenzkoeffizient (AeK) gebildet. Bei der Festlegung der AeK wird nach Ratenknappheit und nach Kumulativknappheit unterschieden. Die Ratenknappheit gilt für regenerierbare Umweltgüter, welche sich in absehbarer Zeit innerhalb ökologischer Kreisläufe selbst erneuern. Für den Verbrauch einer Ressource bzw. die Immission in ein Pollutionsmedium existiert eine kritische Rate, bei deren Überschreitung ökologisch unakzeptable Auswirkungen eintreten. Der Äquivalenzkoeffizient bei Ratenknappheit wir daher umso höher angesetzt, je näher die tatsächliche Nutzungsrate an der kritischen Rate liegt.745 Die Kumulativknappheit gilt für nicht regenerierbare Ressourcen (z.B. für fossile Energieträger sowie für Bodenfläche) sowie für kumulative Langzeitwirkungen von Einträgen. Die Knappheit besteht darin, dass jeder Verbrauch der Ressourcen zu ihrer Erschöpfung nach einer endlichen Zahl von Jahren beiträgt, bzw. führt jede zusätzliche 744 745

Vgl. Müller-Wenk 1978, S. 54 ff. Vgl. Müller-Wenk 1978, S. 40 f.

158 Immission dazu, dass das Schadstoffeinlagerungsmedium "aufgefüllt" wird. Daher wird der Äquivalenzkoeffizient bei Kumulativknappheit umso höher angesetzt, je größer die Nutzungsrate in Bezug auf die bekannten Reserven des Umweltgutes (Ressource, Senke) ist. Hierbei ist - durch politische Entscheidungsträger - festzulegen, auf wie viele Jahre die Nutzung des Umweltgutes verteilt wird. Müller-Wenk schlägt einen Wert von 30 Jahren als einen für den Menschen überschaubaren Zeitraum vor. 746 Die Ermittlung der Rechnungseinheiten (RE) je Umwelteinwirkungsart erfolgt durch die Muliplikation der AeK je Umwelteinwirkungsart (in RE/physikalische Bezugsgröße, z.B. RE/m3, RE/Liter) mit der tatsächlichen Stoffmenge (in z.B. m3, Liter). Die Gesamtumwelteinwirkungen eines Unternehmens in Rechnungseinheiten (RE) werden durch Addition der RE-Ergebnisse über sämtliche Konten ermittelt. ad (B2) Modell der "ökologischen Knappheit nach Ahbe/Braunschweig/Müller-Wenk 1990“: Nach praktischen Erfahrungen mit dem Instrument der „ökologischen Buchhaltung“ wurde das zugrunde liegende Modell von Ahbe/Braunschwieg/Müller-Wenk modifiziert und 1990 als „Methodik für Ökobilanzen“ (ökologische Buchhaltung der zweiten Generation) veröffentlicht. 747 Während die Konten der betrieblichen Outputseite (Emissionen) grundsätzlich unverändert angesetzt werden, wird inputseitig nur mehr der Energieverbrauch als solcher (in TJ gemessen) in die ökologische Buchhaltung einbezogen. Die zusätzlichen Umwelteinwirkungen aufgrund der Bereitstellung von Primärenergieträgern werden über die Emissionen (Outputseite) berücksichtigt. Die Bodenversiegelung wird nicht mehr betrachtet, "da dieser Problematik heute weitgehend durch die lokale Zonenplanung Rechnung getragen wird“.748 Eine Berücksichtigung regionaler Gesichtspunkte (siehe oben) wird ohne Begründung nicht mehr durchgeführt. Eine Unterscheidung in Kumulativ- und Ratenknappheit und damit eine Unterscheidung in verschiedene Umweltnutzungsfunktionen, wird nicht mehr gemacht749 und die AeK-Funktion wird nun – im Sinne einer Gesamtbetrachtung von Verläufen einzelner toxikologischer Schadenskurven 750 – linearisiert. Der Äquivalenzkoeffizient wird nun als Öko-Faktor (OeF) bezeichnet, dessen Dimension der Öko-Punkt (ÖP) ist. Die Funktion für die ökologische Knappheit lautet (Formel 2-4):

746 747 748 749 750

Vgl. Müller-Wenk 1978, S. 42 f. Vgl. Ahbe/Braunschweig/Müller-Wenk 1990. Vgl. Ahbe/Braunschweig/Müller-Wenk 1990, S. 15. Vgl. Ahbe/Braunschweig/Müller-Wenk 1990, S. 6. Vgl. Ahbe/Braunschweig/Müller-Wenk 1990, S. 23.

159 Öko  Faktor

1 F ˜ ˜ C [ÖP ] Fk Fk

F = effektive jährliche Fracht (Verbrauchs- oder Immissionsfluss Fk = kritischer jährlicher Verbrauchs- bzw. Immissionsfluss C = 1012 (dimensionsloser Faktor) Formel 2-4: Funktion der ökologischen Knappheit nach Braunschweig/Müller-Wenk 1990

Im Zusammenhang mit der Abkehr von der ressourcenseitigen Betrachtung werden Konflikte bei der Errechnung von Öko-Faktoren für Stoffe vermieden, die emissionsseitig hohe ökologische Knappheiten aufweisen, aber zugleich niedrige ökologische Knappheiten auf der Ressourcenseite. Inkonsistenzen des ersten Modells sollten damit korrigiert werden. ad (B3) Modell der "ökologischen Knappheit nach Braunschweig/Müller-Wenk 1993 Ö.B.U.-Methodik 1992“: Die Dimension des Ökofaktors (OeF) heißt in der Fassung von 1993 nicht mehr "Öko-Punkte" sondern "Umwelt-Belastungspunkte" (UBP). 751 Braunschweig/ Müller-Wenk erweitern im Jahr 1993 ihr Modell sowohl hinsichtlich der Umweltindikatoren als auch hinsichtlich des Bilanzraumes. Der Umweltindikator "Bodenverbrauch" mit dem Messfaktor "Versiegelte Nutzung" wurde wiedereingeführt. Neu wurden die Umweltindikatoren "Lärm-Straßenverkehr LKW" und "Lärm-Straßenverkehr PKW" eingeführt. Als zusätzlicher Luftemissionsindikator wurde Methan (CH4) eingeführt. Die direkt vom Betrieb ausgehenden Umwelteinwirkungen sowie die Umwelteinwirkungen von Versorgern und Entsorgern wurden in die Kernbilanz 752 einbezogen. Die wesentlichen Umwelteinwirkungen anderer Lieferanten und Kunden sowie der Pendelverkehr der Mitarbeiter wurden in die Komplementärbilanz einbezogen. 753 Das Bewertungsverfahren der "ökologischen Knappheit" wurde in der Schweiz durch die Mitglieder der Ö.B.U. verbreitet und erlangte daher dort eine gewisse Bedeutung. Von Prammer et al. 754 und Staber/Hofer 755 wurde das Verfahren auf österreichische Verhältnisse angepasst, indem Umweltbelastungspunkte für die Umweltindikatoren der sechs Umwelt751 752 753 754

755

Vgl. Ö.B.U./A.S.I.E.G.E. 1992, S. 5 und Braunschweig/Müller-Wenk 1993, S. 48. Zur Definition der Kernbilanz siehe Kapitel 2.4.4.1.2.1. Zu den Möglichkeiten der Systemabgrenzung siehe Braunschweig/Müller-Wenk 1993, S. 53ff. Prammer et al. errechneten für die ökologische Bewertung im Rahmen der Ökobilanz 1992 der Volkskreditbank Linz ausgewählte Ökofaktoren auf Grundlage der österreichischen Verhältnisse. Von den sechs Umweltkategorien (Luft, Wasser, Energie, Boden, Abfall und Lärm) wurden Luft, Wasser, Energie und Abfall als projektrelevant ausgewählt. Von sieben luftverunreinigenden Umwelt-Indikatoren wurden fünf als projektrelevant berücksichtigt (vgl. Prammer et al. 1993). Vgl. Staber/Hofer 1999.

160 kategorien (Luft, Wasser, Energie, Boden, Abfall/Deponieraum, Lärm) errechnet wurden. Darauf basierend setzten viele Betriebe auch in Deutschland und in Österreich756 dieses Bewertungsverfahren ein. Die letzte Anpassung des Bewertungsverfahrens in der Schweiz erfolgte 1997 757. Seither werden regelmäßige Aktualisierungen der Umweltbelastungspunkte von der Ö.B.U. vorgenommen. 758 Bei der Auswahl der Umwelteinwirkungen lehnt sich dieses Bewertungsverfahren mit seinen sechs Kategorien stark an die Kriterien der BUS-Studie 1984 an.759 Dies führt dazu, dass sowohl ökosystemschädigende Schadstoffe wie NOx und SO2, treibhauswirksame Schadstoffe wie CO2 und FCKW, aber auch der Summenwert der Kohlenwasserstoffe unter der Kategorie "Luftverunreinigungen" subsummiert werden. Eine klare Unterscheidung von Stoffflüssen (Umwelteinwirkungen, Sachebene) und den von ihnen ausgelösten unterschiedlichen ökologischen Folgen (Umweltauswirkungen, Wirkungsebene) kann daher nicht erfolgen,760 vielmehr werden den Umwelteinwirkungen bestimmte Umweltauswirkungen unterstellt. Darüber hinaus müssten weitere Stoffe, die in Luft und Wasser gelangen können (und dort sehr vielfältige ökologische Wirkungen entfalten können) in die „Liste der Umwelt-Indikatoren“ aufgenommen und für sie Ökofaktoren761 berechnet werden. Diesbezüglich sind als luftverunreinigende Stoffe Fluorchlorkohlenwasserstoffe, Dioxine, Staub, Ammoniak, Chlor, Fluoride, Mercaptane, Aldehyde sowie Blei, Cadmium, Zink, Thallium zu nennen. Als wasserverunreinigende Stoffe sind hier Cyanide, Kohlenwasserstoffe, Fluoride, Phenole und Metallionen zu nennen. 762 Die beim Verfahren der kritischen Volumina geschilderte Problematik, dass die zugrunde liegenden Grenzwerte sich auf das gleiche Schutzkonzept beziehen müssten, trifft auch hier zu, wenn zur Festlegung der kritischen Frachten ebensolche Grenzwerte herangezogen werden. Abschließend sei noch erwähnt, dass die Annahme eines linearen Verlaufes bei den Ökofaktoren die realen Verhältnisse nicht bzw. nur mit unzureichender Genauigkeit abbildet, 756

757 758

759 760 761

762

So setzen etwa die voestalpine Stahl GmbH und die Svenska Cellulosa Aktiebolaget (SCA) am Standort Laakirchen in Oberösterreich dieses Bewertungsverfahren ein. Vgl. Voestalpine Stahl 2006, S. 17 (http://www.voestalpine.com; download vom 13. August 2006) und SCA-Graphic Laakirchen 2006 (http://www.sca.com; Zugriff am 13. August 2006). Vgl. Bundesamt für Umwelt, Wald und Landschaft 1997. Zu den 2006 aktualisierten „UBP´06“ siehe http://www.oebu.ch/de/artikel.php?id=11 (Zugriff am 14. August 2006). Vgl. Bundesamt für Umweltschutz 1984. Vgl. auch Giegrich et al. 1995, S. 33. Ökofaktoren sind stoffspezifische Knappheitsfaktoren, die – multipliziert mit den jeweiligen Stoffflüssen bzw. Umwelteinwirkungsmengen in einer physischen Einheit – die Umweltbelastung in (dimensionslose) Umweltbelastungspunkte („UBP“) ergeben. Zur Methodik siehe ausführlich Braunschweig/Müller-Wenk 1993, S. 47 f. Vgl. Bönig 1994, S. 82 ff.

161 und zwar insbesondere dann, wenn die Umweltwirkungen ganz anders verlaufen als es im linearen Ökofaktor ausgedrückt wird. Für obige und weitere ähnlich aufgebaute Ansätze ist daher zu fordern, dass sich die ökologische Bewertung von Stoffen stärker an den spezifischen Umweltwirkungen zu orientieren hat. Zwischenfazit: Das gegenständliche Verfahren wird in dieser Arbeit nicht mehr weiter betrachtet, da es keine methodische Differenzierung zwischen Umwelteinwirkungen und Umweltauswirkungen aufweist 763 und als nicht ISO-konform 764 angesehen wird. ad (C) Das energieflussorientierte „Verfahren kumulierter Energieaufwand nach VDI 1995“: Die energieflussorientierten Verfahren beschränken sich auf die Betrachtung des Verbrauches der Ressource Energie. Eine ökologische Bewertung unter dieser Einschränkung impliziert, dass der Energieeinsatz und die damit verbundenen Umweltwirkungen die bedeutendste Beeinflussung der natürlichen Umwelt darstellen. Grundlage der energieflussorientierten Verfahren ist die Theorie der Thermodynamik, die in ihrem ersten Hauptsatz („Energieerhaltungssatz“) davon ausgeht, dass in einem geschlossenen System die Energie konstant ist, also weder geschaffen noch verbraucht werden kann, sondern sich nur von einer Form in die andere umwandelt. Nach dem zweiten Hauptsatz der Thermodynamik („Energieentwertungssatz“) nimmt die frei verfügbare und beliebig einsetzbare Energie bei jeder Umwandlung ab. So wird etwa beim Pressen eines Karosseriebleches die eingesetzte Energie im Endprodukt gebunden bzw. über entstehende Abprodukte (Abfälle, Fortwärme) an die Umgebung abgegeben (energetische Dissipation). Bei einem solchen Vorgang nimmt auch die Entropie 765 - ein Maß für die (stofflich-)energetische Unordnung eines Systems - stets zu. 766 Diese grundlegenden physikalischen Zusammenhänge können auch auf die Problemstellung der ökologieorientierten Bewertung übertragen werden. Demnach wäre diejenige Handlungs-

763 764 765 766

Vgl. Prammer 1996, S. 211 ff. Vgl. Umweltbundesamt Berlin 2000, S. 10. Zum Entropiebegriff siehe auch die Ausführungen in Kapitel 2.3. Damit das Teilsystem der natürlichen Umwelt im Gleichgewicht bleibt, müssen sich Entropiezunahme und abnahme langfristig ausgleichen (vgl. Strebel 1990, S. 141 f., Grittner 1978, S. 128 ff. und GeorgescuRoegen 1971, S. 141 ff.). Der durch wirtschaftliche Tätigkeit bedingten laufenden Entropiezunahme kann auf lange Sicht (mit den gegenwärtig verfügbaren Technologien) alleine durch Entnahme von Energie aus der extraterrestrischen Rahmenwelt „entgegengewirkt“ werden, um den Ordnungsgrad wieder herzustellen oder einen „höheren“ Ordnungsgrad zu erreichen. Im Hinblick auf die hierfür erforderlichen Energiemengen ist an vorderster Stelle die auf die Erde einstrahlende Solarenergie zu nennen (siehe auch die Ausführungen in Kapitel 2.2).

162 alternative zu wählen, die den geringsten Entropiezuwachs (Energieentwertung) verursacht und damit zu einer „relativen Umweltschonung“ 767 beiträgt. In der Praxis werden mittels energieflussorientierter Ansätze die Veränderung des energetischen Potentials von Einsatzkomponenten und Produkten über Prozessketten hinweg untersucht. Als physikalischer Parameter hierfür wird die „freie Enthalpie“ herangezogen. Sie ist ein Maß für die energetische Qualität von Ressourcen, d.h. für deren Potential an frei verfügbarer Energie.768 Eine große praktische Bedeutung für die ökologische Bewertung von Energiesystemen hat der sogenannte „kumulierte Energieaufwand“ („KEA“) erlangt. Der KEA wird seit den 1970er Jahren weltweit als Kennzahl für Energiesysteme verwendet und zählt im deutschen Sprachraum zu den am weitesten verbreiteten Umwelt- bzw. Energiekennzahlen.769 Der kumulierte Energieaufwand ist der gesamte Input an Energieressourcen (Primärenergie), der im Zusammenhang mit der Herstellung (KEAH), Nutzung (KEAN) und Entsorgung (KEAE) von Gütern 770 aufgewendet wird bzw. diesen verursachungsgemäß zugewiesen werden kann. Neben dem primärenergetisch bewerteten Aufwand für Herstellung, Nutzung und Entsorgung selbst ist im KEA auch der primärenergetisch bewertete Aufwand für die Gewinnung, Herstellung, Verarbeitung und Entsorgung der zuzuordnenden Fertigungs-, Hilfs- und Betriebstoffe sowie für die zuzuordnenden Betriebsmittel einschließlich der Transportaufwendungen enthalten.771 Mitte der 1990er Jahre wurde die VDI-Richtlinie 4600772 entworfen, die Definitionen, Rechenmethoden 773 und Beispiele für KEA-Anwendungen enthält. Diese Richtlinie stellt erstmals deutlich heraus, dass der Primärenergieaufwand auch unter Umweltgesichtspunkten eine wichtige Kennzahl darstellt.774 767 768 769 770 771 772

773

774

Vgl. Strebel 1984, S. 341. Vgl. Grittner 1978, S. 129. Vgl. Umweltbundesamt Berlin 1999b, S. 2. Zur weiteren Differenzierung in Güter und Ungüter siehe Kapitel 3.1. Vgl. Umweltbundesamt Berlin 1999b, S. 3;, VDI 1997, S. 10 und Drake 1996, S. 7. Vgl. Verein Deutscher Ingenieure 1995 (Entwurf der VDI-Richtlinie 4600). Aktuell liegt die VDI-Richtlinie 4600 „Kumulierter Energieaufwand. Begriffe, Definitionen, Berechnungsmethoden“ vom Jahr 1997 vor (siehe Verein Deutscher Ingenieure 1997a). Neben der Rechenmethodik üben vor allem die Wahl der Bilanzgrenzen, die Behandlung der Kuppelprodukte und die Interpretation des KEA (Ansatz der Nettoenergiegewinnung versus Ansatz InputOutputverhältnisse) bei der Effizienzbewertung der betrachteten Alternativen einen entscheidenden Einfluss auf die Ergebnisse aus, die mit diesem Bewertungsverfahren erzielt werden können (hierzu ausführlich Reinhardt/Jungk o.J.). Die für die Berechnung des KEA erforderlichen Daten werden auch – im Rahmen der Ökobilanzierung – zur Erstellung von Sachbilanzen benötigt, die dann die Basis für die Wirkungsabschätzung und Bewertung in Ökobilanzen bilden.

163 Die VDI-Richtlinie 4600 lässt prinzipiell offen, ob ein aggregierter KEA oder ein nach Primärenergieträgern disaggregierter KEA für Anlagen berechnet und ausgewiesen wird775, in der Praxis wird jedoch weit überwiegend der aggregierte KEA als Bewertungsmaßstab herangezogen, d.h. die Addition der - je nach Anwendungsfall sehr unterschiedlichen Anteile verschiedener Primärenergiebedarfe zu einem Gesamt-KEA. Die ökologische Aussagekraft dieses „klassischen“ KEA wird in den letzten Jahren immer mehr in Frage gestellt. Dies hängt mit Informationsverzerrungen oder -verlusten durch die Aggregationsmethodik 776 und der möglichen Interpretation der Ergebnisse zusammen. Zwei Arten der Aggregation von Primärenergieanteilen sind hierbei zu unterscheiden: - Aggregation nicht erneuerbarer Primärenergieanteile zu einem Gesamt-KEA, - Aggregation erneuerbarer und nicht erneuerbarer Primärenergieanteile zu einem GesamtKEA. ad Aggregation nicht erneuerbarer Primärenergieanteile: Bereits die Addition ausschließlich fossil-biogener Primärenergieanteile führt zu einer Unschärfe der KEA-Aussage, da die jeweilige energetische Nutzung von Erdöl, Erdgas und Kohle in Abhängigkeit von der eingesetzten Technologie (sehr) unterschiedliche Umweltwirkungen zur Folge hat.777 Die Addition fossil-biogener (Erdöl, Erdgas, Kohle) und fossil-mineralischer Primärenergieanteile (Uran) verschärft diese Problematik, da sich die Nutzung der Nukleartechnologie von der Nutzung anderer Energieträger hinsichtlich Klimawirkungen und Risikoaspekten grundlegend unterscheidet. 778 ad Aggregation erneuerbarer und nicht erneuerbarer Primärenergieanteile: Mit dem Einbezug erneuerbarer Energie und energetischer Sekundärnutzung in das Bilanzierungs- und Berechnungsverfahren des KEA wird dessen Aussagekraft grundsätzlich in Frage gestellt, da 775 776

777

778

Vgl. Verein Deutscher Ingenieure 1997a (VDI-Richtlinie 4600), S. 2 (Vorbemerkung) u. S. 11. An dieser Stelle muss erwähnt werden, dass nicht nur jede Aggregation im ökologischen Kontext, sondern bereits der rechnerische Umgang mit der natürlichen Umwelt per se zu Informationsverzerrungen oder Informationsverlusten führt. Die energetische Nutzung von Öl und Kohle ist mit höheren bzw. wesentlich höheren emissionsbedingten Umweltwirkungen verbunden, als dies bei Erdgas der Fall ist. Außerdem unterscheiden sich die Reserven von Stein- und Braunkohle sowie Erdöl und Erdgas erheblich und auch ihre statischen Reichweiten sind – nach heutigem Wissensstand – um Größenordnungen unterschiedlich (Stand im Jahr 2002: weltweite Reserven/ Reichweite von Kohle: 19.525 Exajoule/ ca. 200 Jahre, von Erdöl: 9.230 Exajoule/ ca. 45 Jahre, von Erdgas: 5.325 Exajoule/ ca. 35 Jahre (1 Exajoule = 1018 Joule = 278*109 kWh); Quelle: Bundesamt für Geowissenschaften und Rohstoffe, Hannover; http://www.bgr.bund.de/DE/Home, download vom 16. Feber 2005). Andererseits scheint unter der Perspektive des zunehmend einsetzenden Klimawandels die Ressourcenproblematik der genannten fossilen Energieträger eine vergleichsweise geringe Bedeutung zu haben, da die CO2-Problematik wesentlich früher, d.h. in diesem Jahrzehnt beginnend eine drastische Reduktion des Einsatzes dieser Energieträger erfordert (vgl. Fritsche/Jenseits/Hochfeld 1999, S. 4). Fritsche/Jenseits/Hochfeld 1999, S. 2.

164 die Energieinhalte von Systemen mit hohem Anteil an erneuerbarer Energie und Systemen mit niedrigem oder keinem solchen Anteil gleich gewichtet werden, wiewohl entsprechende Ressourcenknappheiten779 und Umweltbelastungen, die beim Einsatz der jeweiligen Energie(träger) entstehen (können), sich grundlegend voneinander unterscheiden.780 Dazu kommt, dass gemäß VDI-Richtlinie 4600 bei der Bilanzierung erneuerbarer Energie(träger) der Energieinhalt der eingesetzten Energie („Brennstoffe“) 781 als Aufwandskomponente des KEA zu berücksichtigen ist. Dies hat zur Folge, dass für Systeme mit hohen Anteilen an erneuerbarer Energie ein vergleichsweise „hoher“ KEA ausgewiesen wird und sie damit wenig attraktiv erscheinen, obwohl die verstärkte Nutzung regenerativer Energien (und Rohstoffe) aus ökologischer Perspektive erwünscht ist. Eine wichtige Rolle spielt der KEA auch in der Diskussion über die sogenannte energetische Amortisationsdauer. Dies ist jene Zeit, in der die für die Produktion einer Anlage benötigte Energie von dieser erzeugt wird. Eine methodische Streitfrage stellt dabei die Berücksichtigung der regenerativen Energieträger zur Berechnung der Nettoenergieerzeugung dar, d.h. die Differenz zwischen der Bruttoenergieerzeugung und aller während der Nutzung anfallenden kumulierten Energieaufwendungen. Wird - wie in der VDI-Richtlinie 4600 vorgesehen - der Energieinhalt des „Brennstoffes“ bei regenerativen Energieträgern ebenso angesetzt 782 wie bei nicht regenerativen Energieträgern, so würden auch jene energieerzeugenden Systeme, die ausschließlich mit regenerativem Energieinput gespeist werden, einen negativen Energieertrag aufweisen und sich damit energetisch nie amortisieren.783 Zwischenfazit: Um zu einer verbesserten Transparenz und einer erhöhten ökologischen Aussagekraft des Indikators „KEA“ zu gelangen, sollten neben dem Gesamt-KEA stets auch Teilindikatoren ermittelt und ausgewiesen werden. Fritsche/Jenseits/Hochfeld aggregieren KEA fossil-biogen und KEA nuklear zu einem KEA nicht erneuerbar. 784 Sie begründen dies damit, dass bei der Ermittlung des KEA die nuklearen Anteile im Bereich nur einiger weniger Prozent-

779

780

781 782

783

784

Zu den Formen ökologischer Knappheit (Ratenknappheit und Kumulativknappheit) siehe die Ausführungen in Kapitel 2.4.1. Ressourcenseitig steht die Erschöpflichkeit der nicht regenerativen Energieträger der scheinbaren Unbegrenztheit der Solarenergie (als Inbegriff für die regenerativen Energieformen) diametral gegenüber (zu den Begrenzungen im Zusammenhang mit der Energieumwandlung und Nutzung von regenerativer Energie siehe Kapitel 2.4.1). Vgl. Verein Deutscher Ingenieure 1997a (VDI-Richtlinie 4600), S. 7. Der Energiegehalt der Sonneneinstrahlung kann beispielsweise über die Fläche eines Wärmekollektors oder die bepflanzte Fläche ausgedrückt werden. Zur Aussagekraft des KEA unter Berücksichtigung regenerativer Energieträger vgl. Reinhardt/Jungk o.J. Hintergrund dieser Diskussion ist die Auffassung, dass Energiesysteme zur Nutzung fossiler Energieträger keine positive Amortisationszeit aufweisen, da sie mehr Energie in Form der genutzten Brennstoffe verbrauchen, als durch die Anlage bereitgestellt wird. Vgl. Fritsche/Jenseits/Hochfeld 1999, S. 3 f.

165 punkte liegen und daher als „Restgröße“ zur fossil-biogenen Primärenergie hinzugerechnet werden können. Aufgrund der unter Punkt (a) skizzierten Zusammenhänge und der sich abzeichnenden Entwicklung, dass die Energiegewinnung durch Nukleartechnologie zukünftig an Bedeutung gewinnt, plädiert der Verfasser für den getrennten Ausweis von KEA fossil und KEA nuklear. Darüber hinaus wird die ökologische Aussagekraft des KEA weiter erhöht, indem KEA erneuerbar in KEA Biomasse und in KEA andere erneuerbare unterschieden wird. Diese Differenzierung wird deshalb vorgeschlagen, da die bisherige Nutzung von Biomasse als Energieträger gegenüber allen anderen Nutzungen regenerativer Energiequellen (aus Solar, Wasser, Wind, Wellen, Erdwärme) eine signifikant höhere Klimawirksamkeit aufweist.785 Ökologisch anders, d.h. positiv zu beurteilen ist hingegen der Einsatz von sogenanntem BtL-Kraftstoff786, der vor allem aus biogenen Reststoffen gewonnen werden soll oder die direkte thermische Verwertung von Reststoffen (z.B. Restholz) in Biomasse-Kraftwerken. Als KEA-Indikator wird daher entsprechend untergliedert vorgeschlagen: KEA alle KEA fossil KEA nuklear KEA erneuerbar KEA Biomasse primär KEA Biomasse Reststoffe KEA erneuerbar andere

785

786

= Summe aller Komponenten = Summe fossil-biogener Primärenergie = Summe nuklearer (fossil-mineralischer) Primärenergie = Summe erneuerbare Energien = Summe Biomasse in Form eines Primärenergieträgers = Summe Biomasse in Form von Reststoffen = Summe andere erneuerbare Energien (ohne Biomasse)

In den Industrieländern wird Biodiesel vor allem aus Mais und Raps gewonnen. Bei der Erzeugung des Biodiesels wird etwa die Hälfte der Reduktion des Treibhauspotentials, zu dem es allein durch den Ersatz von fossilem Diesel kommt, durch den Energie- und Düngereinsatz bei der Erzeugung des Agrartreibstoffes wieder zunichte gemacht. In manchen Fällen wird – bedingt durch den Stickstoffgehalt des Düngers – sogar mehr Treibhauspotential freigesetzt, als durch die Nutzung der aus der Biomasse gewonnen Agrartreibstoffe eingespart werden soll. Dies hängt mit der Emission von Distickstoffmonoxid (Lachgas) zusammen, das – gemessen an Kohlendioxid – rund 260-fach treibhausverstärkend wirkt (siehe Tabelle 2-6) sowie damit, dass unter besonderen Boden- und klimatischen Bedingungen mit einer höheren Emission von Distickstoffmonoxid zu rechen ist. Aus ökologisch nachhaltiger Sicht noch problematischer muss die Erzeugung von Agrokraftstoff aus Palmöl gesehen werden, wenn die erforderliche Anbaufläche für die Pflanzen durch Brandrodung von tropischen Regenwäldern gewonnen wird, wie dies großflächig zurzeit in Brasilien oder in Indonesien geschieht. Die Rodungen bewirken nicht nur die Freisetzung großer Mengen von Kohlendioxid, sondern bedeuten strukturelle Eingriffe in Ökosysteme, die nur eine geringe Stabilität aufweisen und deren Konsequenz die unwiederbringliche Zerstörung des reichsten, bisher bekannten Arten- und Genpotentials ist (ausführlich Pasca 1999). Biomasse wird in seiner Gesamtheit (z.B. Restholz, Stroh, Küchenabfälle, Tiermehl, Schlachthausabfälle) zu BtL-Kraftstoff (BtL = Biomass to Liquid) synthetisiert. Es wird in diesem Zusammenhang vom „Agrokraftstoff der zweiten Generation“ gesprochen. Vgl. http://www.btl-plattform.de Zugriff am 12.10.2007.

166 ad (D) Das Umweltauswirkungsorientiertes Verfahren nach „Centrum voor Milieukunde (CML) 1992“ und „Umweltbundesamt Berlin - Version ´99“: Aus der bloßen Erfassung und Systematisierung betrieblicher Umwelteinwirkungen in Form von Stoff- und Energieflüssen (Erstellung Sachbilanz) ist nicht ersichtlich, welche Auswirkungen auf die natürliche Umwelt eintreten. Somit ist der nächste logische Schritt die Analyse des Wirkungszusammenhanges als wesentliche Voraussetzung für eine ökologisch-rationale Gestaltung und Entwicklung der betrachteten Systeme. Die erfassten Stoff- und Energieflüsse sind einer Bewertung hinsichtlich möglicher lokaler, regionaler oder globaler Umweltauswirkungen wie etwa Treibhauseffekt, Abbau der Ozonschicht oder Humantoxizität zu unterziehen, was Zielsetzung des Teilschrittes der sogenannten Wirkungsabschätzung ist. Unter Berücksichtigung des methodischen Rahmens für die Erstellung von Ökobilanzen und erster SETAC-Vorschläge zur Bewertung von Umweltauswirkungen wurde zu Beginn der 1990er Jahre unter maßgeblicher Beteiligung des „Centrum voor Milieukunde (CML)“787 ein heute viel beachtetes Teil-Konzept für die Wirkungsabschätzung entwickelt und 1992 veröffentlicht. 788 An der Konzeption haben mehrere Institute und ca. 75 Wissenschafter aus mehreren Ländern mitgewirkt.789 Es wurde rund zehn Jahre nach seiner Veröffentlichung durch die Anwendung in der Norm ISO 14042 790 einem breiten Anwenderkreis bekannt. Gemäß dieser Norm sind für eine Wirkungsabschätzung drei Teilschritte vorgesehen: 791 (1) Klassifizierung, (2) Charakterisierung und (3) Berechnung der Wirkungsindikatorergebnisse. ad (1) Klassifizierung: Im Rahmen der Klassifizierung erfolgt eine Festlegung, welche (der vielen) ökologisch negativen Auswirkungen bzw. Ergebnisse als Umweltprobleme betrachtet werden (siehe 1.1 Festlegen einer Liste von Wirkungskategorien) und welchen Umweltprobleme durch welche Umwelteinwirkungen ausgelöst werden (siehe 1.2 Zuordnung der im Rahmen der Sachbilanz erhobenen Umwelteinwirkungen zu den Wirkungskategorien). ad 1.1 Festlegen einer Liste von Wirkungskategorien: Da die Umwelteinwirkungen an sehr vielen Elementen der natürlichen Umwelt Auswirkungen zur Folge haben können (Hori787

788

789 790 791

Es handelt sich um das heutige „Institute of Environmental Sciences“ an der Universität Leiden in den Niederlanden (http://www.leidenuniv.nl/interfac/cml/ssp/; Zugriff am 10. März 2005). Vgl. Heijungs et al. 1992a und Heijungs et al. 1992b. Einen Überblick über das CML-Modell gibt Prammer 1996, S. 228 ff. Schaltegger/Sturm 1994, S. 107. Vgl. Österreichisches Normungsinstitut 2000a (EN ISO 14042:2000), S. 5 ff. Vgl. Heijungs et al. 1992b, S. 57 ff. und Österreichisches Normungsinstitut 2000a (EN ISO 14042: 2000), S. 6 ff.

167 zontalbetrachtung), muss im Sinne eines praktikablen Umweltmanagements die Anzahl der betrachteten Auswirkungen begrenzt werden. Diese begrenzte Zahl an Umweltauswirkungen wird durch sog. Wirkungskategorien ausgedrückt. Wird bei der Festlegung von Wirkungskategorien die gesellschaftliche Bedeutung von Umweltauswirkungen als hauptsächliches Kriterium herangezogen, so repräsentieren die Wirkungskategorien eine „Vereinigungsmenge“ aus dem naturwissenschaftlich-methodischen Wissensstand und den gesellschaftlichnormativen Einschätzungen der bekannten Umweltauswirkungen (Umweltproblemen792). So erfolgt etwa durch das Festlegen des Treibhauseffekts als eigenständige Wirkungskategorie die Anknüpfung an das in der Gesellschaft inzwischen allgemein anerkannte Umweltproblem „Treibhauseffekt“. Bei einer anthropozentrischen Sichtweise wird man zur Bestimmung der gesellschaftlichen Bedeutung von Umweltauswirkungen neben dem Zustand der natürlichen Umwelt vor allem den bestehenden und angestrebten Gesundheitszustand der Bevölkerung einbeziehen sowie die mit den Umweltauswirkungen verbundenen ökonomischen Implikationen. Betriebliche Umwelteinwirkungen 1. Entnahme von Rohstoffen und Energie

1. Veränderung des Ressourcenbestandes

2. Einträge von Stoffen und Energie

3. Eingriffe in die Struktur der natürlichen Umwelt

Betriebliche Umweltauswirkungen 2. Veränderungen der stofflichen Zusammensetzung der natürlichen Umwelt

3. Veränderungen von Ökosystemen und Landschaftsbildern

Wirkungskategorien - Gesellschaftlich bedeutende, ökologisch negative Umweltauswirkungen 1. Ökologische Verknappung von Ressourcen - Ökologische Verknappung abiotischer Ressourcen - Ökologische Verknappung biotischer Ressourcen

2. Umweltbelastung durch Einträge - Treibhauseffekt - Ozonschichtzerstörung - Humantoxizität - Ökotoxizität - Oxidantienbildung - Versauerung - Überdüngung - Strahlenbelastung - Lärmbelastung - Geruchsbelastung

3. Umweltzerstörung - Physische Beeinträchtigung von Ökosystemen - Beeinträchtigung des Landschaftsbildes

Abb. 2-16: Wirkungskategorien in Anlehnung an „Centrum voor Milieukunde (CML)“ 1992 (Quelle: nach Heijungs et al. 1992b, S. 68)

792

Zur Definition von Umweltproblemen siehe in Kapitel 2.4.2.1.3.

168 Abb. 2-16 zeigt eine Liste von Umweltproblemen bzw. Wirkungskategorien.793 Betrachtet man diese Liste, so muss festgehalten werden, dass drei in der Gesellschaft breit diskutierte Umweltprobleme nicht in diese Liste aufgenommen wurden: Energieverbrauch, Abfall und Flächenbelegung. Der Energieverbrauch als solcher ist kein unmittelbares Umweltproblem. Vielmehr wird dieses Problem durch Berücksichtigung der Verknappung von Energieträgern und der Emissionen, die mit der Gewinnung von Energieträgern und/oder der Umwandlung von Energie verbunden sind, sowie der Zerstörung von Landschaftsbildern zum Ausdruck gebracht. Auch Abfall wird nicht direkt als Problemkategorie gewertet, jedoch werden Emissionen, die etwa bei der Lagerung von Abfall die Umweltmedien verunreinigen, in den entsprechenden Wirkungskategorien berücksichtigt. Obwohl nur ein begrenztes Maß an Raum und Fläche zur Verfügung steht und die Flächenbelegung daher unter die (inputseitige) Hauptkategorie „ökologische Verknappung“ miteinbezogen werden könnte, wird dieses Problem dem Politikbereich der Raumplanung und nicht der Umweltbeanspruchung zugeordnet. Dennoch kann die Flächenbelegung indirekt in die Kategorien der Landschaftsbildbeeinträchtigung und der Ökosystembeeinträchtigung einbezogen werden. Zu einer Veränderung dieses Katalogs von Umweltproblemen kommt es, wenn ein neues ökologisches Problem identifiziert wird, ein bestehendes ökologisches Problem gelöst wird oder nicht mehr als Problem bewertet wird.794 Zur Festlegung von Wirkungskategorien gehört auch die Frage, durch welchen Effekt eine Umweltauswirkung beschrieben werden soll (Ordnungsgrad bei Vertikalbetrachtung einer Umweltauswirkung), um die Zuordnung erhobener Umwelteinwirkungen zu den Wirkungskategorien zu ermöglichen und sie in der Folge zu quantifizieren.795 Allgemein kann festgehalten werden, dass mit zunehmender Ordnung der Effekte ihre Anzahl - auch aufgrund der tatsächlich baumartigen Vernetzung - zunimmt, damit aber Faktoren wie Messbarkeit, Vorhersagbarkeit, Überwachbarkeit und Beeinflussbarkeit der Effekte tendenziell abnehmen.

793

794

795

In einschlägigen Normen wie etwa der Norm EN ISO 14042:2000 (Österreichisches Normungsinstitut 2000a) werden keine konkreten Wirkungskategorien festgelegt. Zum aktuellen Diskussionstand von Wirkungskategorien siehe etwa am „Institute of Environmental Sciences, Department of Industrial Ecology“, früher „Centrum voor Milieukunde (CML)“ (http://www.leidenuniv.nl/interfac/cml/ssp, Zugriff am 20. September 2007) oder auch der SETAC-Europe (http://www.setac-glb.org, Zugriff am 20. September 2007). Hier wird der Zusammenhang mit dem weiter unten beschriebenen Schritt der Charakterisierung deutlich, im Zuge dessen die Beiträge gleichartiger Umweltauswirkungen auf der zuvor festgelegten Ordnungsebene der Effekte quantifiziert werden.

169 Daraus folgt, dass Wirkungskategorien durch einen auf möglichst niedriger Ordnungsstufe liegenden Effekt beschrieben werden sollen. Im Folgenden soll die bisher beschriebene Methodik der Wirkungsabschätzung anhand des „anthropogenen Treibhauseffekts“796 erläutert werden, der inzwischen als unbestrittener Einfluss des Menschen auf den fortschreitenden Klimawandel betrachtet wird. Als Charakterisierungs- und Wirkungsmodell dient das „IPCC-Modell“: 797 Ein Großteil der während des Tages einfallenden Sonnenstrahlung wird von der Atmosphäre und dem Erdboden als Wärme gespeichert und nachts als Wärmestrahlung in den Weltraum abgegeben. Klimawirksame Spurengase in der Troposphäre absorbieren und reflektieren einen Teil dieser Abstrahlung, wodurch die nächtliche Abkühlung reduziert wird. Dieser natürliche Treibhauseffekt wird durch den anthropogenen Eintrag klimawirksamer Spurengase wie Kohlendioxid und Methan verstärkt und dadurch das natürliche Strahlungsgleichgewicht gestört (Effekt 1. Ordnung; siehe Abb. 2-17). Durch die Verstärkung der infraroten Strahlung wird für den Zeitraum von 1990 bis 2100 - je nach Emissionsszenarien und Auswahl von Klimamodellen - eine Erhöhung der mittleren globalen Erdoberflächentemperatur von 1,4 - 5,8 °C erwartet798 (Effekt 2. Ordnung), wobei sich der durchschnittliche Temperaturanstieg in regional und jahreszeitlich sehr unterschiedlichen Temperaturniveaus manifestieren kann. Der Temperaturanstieg führt zu einer Wärmeausdehnung des Wassers sowie zum Abschmelzen des Polar- und Inlandeises (Effekt 3. Ordnung), was wiederum das Ansteigen des Meerwasserspiegels bewirkt (Effekt 4. Ordnung). Dies führt in weiterer Folge 796

797 798

Mit „anthropogenen Treibhauseffekt“ wird hier der anthropogene Beitrag zu einem natürlichen Effekt bezeichnet, der vor allem durch die Verbrennung fossiler Brennstoffe, durch Waldzerstörung und Humusoxidation entsteht. Im Zeitraum von der industriellen Revolution bis zum Beginn des 21. Jahrhunderts wurden - ja nach Studie und Berechnungsgrundlage - zwischen 277 und 315 Gt Kohlenstoff aus fossilen Energieträgern verbrannt und entsprechend Kohlendioxid emittiert. Diese Emissionen sind zwar mit rund 4% des gesamten CO2-Eintrages in die Atmosphäre relativ gering, doch hat dies im Zeitraum der Industrialisierung zu einer Destabilisierung des CO2-Kreislaufes und zur Änderung der Strahlungsbilanz geführt. Andere treibhauswirksame Gase sind etwa Methan (u.a. aus Reisanbau, Viehzucht und Mülldeponien) und Fluorchlorkohlenwasserstoffe. Mit der Industrialisierung ist die atmosphärische CO2-Konzentration ständig angestiegen, und zwar um ca. 31% von 280 ppm in den Jahren 1000-1750 auf 368 ppm im Jahr 2000 (vgl. IPCC 2001b, S. 5). Da die heutigen CO2-Einträge sehr weit vom Fließgleichgewicht der vorindustriellen Zeit entfernt sind und Mechanismen zur positiven Rückkoppelung bereits in Gang gesetzten wurden, würde auch bei einem leicht sinkendem Verbrauch fossiler Energieträger der CO2-Pegel in den nächsten Jahrzehnten weiter ansteigen (ausführlich hierzu IPCC 2001b). Für den Fall, dass die zu heutigen Preisen und mit heutiger Technik wirtschaftlich abbaubaren fossilen Lagerstätten („Reserven“) in der Größenordnung von rund 900 Gt Kohlenstoff ausgebeutet und energetisch genutzt werden, würde dies zu einem weiteren Anstieg der CO2-Konzentration auf rund 566 ppm führen. Das Ziel, den Temperaturanstieg auf maximal 2 °C über das vorindustrielle Niveau zu beschränken, würde dann mit hoher Sicherheit verfehlt werden (vgl. Sinn 2007). IPPC = Intergovernmental Panel on Climate Change (http://www.ipcc.ch). Dieser Wert ist etwa zwei bis zehn Mal höher als der Wert der beobachteten Erwärmung während des 20. Jahrhunderts. Die projizierte Erwärmungsrate ist nach aktuell vorliegenden Paläoklimadaten beispiellos für zumindest die letzten 10.000 Jahre (vgl. IPCC 2001b, S. 9 f.).

170 zum Verlust von Siedlungsräumen und landwirtschaftlich genutzten Flächen (Effekt 5.Ordnung). Der letztgenannte Effekt bildet den (definierten) ökologischen Wirkungsendpunkt der Wirkungskette, d.h. das „ökologische Resultat“ der Umweltauswirkung 799 (Abb. 2-17).

Emission klimarelevanter Gase

Effekt 1. Ordnung Umweltauswirkung i.e.S.

Anstieg der bodennahen Erdmitteltemperatur

Effekt 2. Ordnung

Wärmeausdehnung des Wassers, Abschmelzen des Polar- u. Inlandeises

Effekt 3. Ordnung

Anstieg des Meerwasserspiegels

Effekt 4. Ordnung

Verlust von Siedlungsräumen und landwirtschaftlich genutzten Flächen

Effekt 5. Ordnung

Umweltauswirkungen

Verstärkung der Infrarotstrahlung in der Troposphäre

Umwelteinwirkung

ökologisches Resultat

Abb. 2-17: Vertikalbetrachtung von betrieblichen Umweltauswirkungen, aufgezeigt anhand einer der möglichen ökologischen Wirkungsketten des Treibhauseffektes (Quelle: in Anlehnung an Heijungs et al. 1992b, S. 67)

Bezugnehmend auf die obigen Ausführungen ist es zweckmäßig, das Treibhauspotential mittels des Effektes 1. Ordnung „Verstärkte Absorption der Infrarotstrahlung in der

799

Klimamodelle können die komplexe Interaktion zwischen Atmosphäre, Meer, Land, Eis und den Elementen der Biosphäe nur unvollkommen abbilden, was sich u.a. in der Bandbreite der erwarteten ökologischen Resultate ausdrückt. Unterschiedliche Festlegungen zum modellhaft betrachteten Zeitraum lassen die erwarteten Resultate zusätzlich stark variieren. So repräsentiert etwa der in Abb. 2-17 dargestellte „Verlust von Siedlungsräumen und landwirtschaftlich genutzten Flächen“ ökologische Veränderungen gegen Ende dieses Jahrhunderst, die bei einer Erhöhung der mittleren globalen Erdoberflächentemperatur von maximal 2 °C über das vorindustrielle Niveau hinaus erwartet werden können. Steigt jedoch bis gegen Ende des 21. Jahrhundert (Zeitraum zwischen 2090 bis 2099) die globale Durchschnittstemperatur um 5 °C, so werden Mechanismen der positive Rückkoppelung in Gang gesetzt, die (mit höchster Wahrscheinlichkeit) zu einer dramatischen Veränderung der heutigen natürlichen Umwelt führen bis letztlich - weit über das 21. Jahrhundert hinaus - ein neues ökologisches Gleichgewicht („Warmzeit“) erreicht wird. So werden bei einer Temperaturerhöhung um 5 °C im Mittel über dem vorindustriellen Niveau rießige Mengen Methangas aus Methanhydrat freigesetzt („Blow-out-Effekt“). Dieser Vorgang verstärkt den Treibhauseffekt in der Folge drastisch und birgt die Gefahr einer Destabilisierung der ozeanischen Sedimente in sich (Groth 2008, S. 6 ff.). Methanhydrat bildet und befindet sich in großen Mengen auf den Kontinentalabhängen und in Permafrostböden. Jüngere konservative Schätzungen gehen global von bis zu 3.000 Gt Kohlenstoff in den Methanhydraten und von noch einmal derselben Menge Methans unter den Hydraten liegend aus (vgl. Milkov 2004, Archer 2005). Dies entspricht einem Kohlenstoffpotential, das weit über dem aller konventionellen fossilen Energieträger liegt und die große Bedeutung für die mögliche zukünftige Energieversorgung erkennen lässt (vgl. BP 2005 und World Enery Council 2007).

171 Troposphäre“ zu beschreiben. Dieser die Umweltauswirkung operationalisierende Effekt ist die Umweltauswirkung i.e.S. (Abb. 2-17). ad 1.2 Zuordnung der im Rahmen der Sachbilanz erhobenen Umwelteinwirkungen zu den Wirkungskategorien: Wie bereits oben ausgeführt, kann eine Umwelteinwirkung durchaus Beiträge zu mehreren Wirkungskategorien leisten.800 Dies stellt auch das Hauptproblem bei der Zuordnung von Umwelteinwirkungen zu den Wirkungskategorien dar. Bei Mehrfachbeiträgen können drei verschiedene Mechanismen bzw. Beitragsformen unterschieden werden: (a) Parallele Beiträge:801 Diese liegen vor, wenn eine bestimmte chemische Verbindung von ihrem grundsätzlichen Schadwirkungspotential zu zwei oder mehreren Umweltauswirkungen beitragen kann, aber ein Molekül nur eine dieser möglichen Auswirkungen verursachen kann. So etwa kann das Einatmen von Schwefeldioxid zu einer Erkrankung der Atemwege führen802 (Beitrag zur Kategorie „Humantoxizität“), andererseits kann in die Atmosphäre emittiertes Schwefeldioxid oxidiert werden. Durch Anlagerung an Regentropfen wird hierdurch der sogenannte „saure Regen“ begünstigt, der zur Versauerung der Böden (Beitrag zur Kategorie „Versauerung“) führt. Ein einzelnes Schwefeldioxid-Molekül kann aber entweder zu toxischen Effekten beitragen oder zur Versauerung der Umwelt aber nicht mehrere Reaktionen zugleich eingehen. (b) Beiträge direkt in Serie: 803 Eine Substanz kann aufgrund ihres Schadwirkungspotentials zwei oder mehrere Umweltauswirkungen fördern. Ein Molekül kann in diesem Fall quasi gleichzeitig einen direkten Beitrag zu mehreren ökologischen Problemen leisten. Die Wirkung von Stickoxid zeigt dies beispielhaft: Stickoxid-Emissionen können in der Atmosphäre Salpetersäure bilden, die als „saurer Regen“ auf die Erdoberfläche gelangt (Kategorie der „Versauerung“). Wird die Salpetersäure neutralisiert (etwa durch basische Böden), können die gebildeten Nitrate eine düngende Wirkung ausüben (Kategorie der „Eutrophierung“).

800

801

802 803

Beispielsweise wirken Kohlendioxid-Emissionen „lediglich“ treibhausverstärkend und sind daher der Wirkungskategorie “Treibhauseffekt” zuzuordnen. Trichlorfluormethan-Emissionen wirken treibhausverstärkend und ozonschichtzerstörend und sind daher den Wirkungskategorien „Treibhauseffekt“ und „Ozonschichtzerstörung“ zuzuordnen. Zur Zuordnung bei parallelen Wirkungsmechanismen siehe auch Österreichisches Normungsinstitut 2000a (EN ISO 14042:2000), S. 10. Vgl. Nentwig 1995, S. 233. Zur Zuordnung bei seriellen Wirkungsmechanismen siehe auch Österreichisches Normungsinstitut 2000a (EN ISO 14042:2000), S. 10.

172 (c) Beiträge indirekt in Serie: Diese entstehen, wenn eine Substanz durch ihr Schadwirkungspotential zwei oder mehrere Umweltauswirkungen begünstigen kann, wobei eine dieser Auswirkungen nicht durch die Substanz selbst, sondern durch eine (Folge-)Reaktion der Elemente der natürlichen Umwelt ausgelöst wird. Neben den Beiträgen, die direkt in Serie wirken, kann Stickoxid auch Beiträge fördern, die indirekt in Serie wirken. Wie oben erwähnt, führen Stickoxid-Emissionen zur Bildung von Nitraten. Diese können im Meerwasser das Wachstum bestimmter Algenarten in küstennahen Meeresregionen fördern. Das Wachstum dieser Arten führt jedoch zum Verschwinden anderer Arten, die an eine niedrigere Nährstoffkonzentration angepasst sind.804 Hierdurch kommt es zu einer Beeinträchtigung der Artenvielfalt und des Landschaftsbildes. Im Hinblick auf eine realistische Klassifizierung sollten Substanzen gemäß ihren Beitragsarten (parallel, direkt in Serie oder indirekt in Serie) und Beitragsmengen den Wirkungskategorien zugeordnet werden. Das Verhältnis der tatsächlichen Wirkungsbeiträge ist für eine Vielzahl von Substanzen aufgrund der komplexen Zusammenhänge in der Natur derzeit noch zu wenig erforscht, sodass die modellhafte Zuordnung nur vereinfacht erfolgt805 Klimawirksame Gase sind im Hinblick auf die Zuordnungsfrage ausreichend erforscht. Kohlendioxid etwa leistet „lediglich“ zu einer Umweltauswirkung bzw. zu einem Umweltproblem einen Beitrag, und zwar zum anthropogenen Treibhauseffekt. Kohlendioxid dient - inhaltlich vorgreifend - als Referenzsubstanz für die Ermittlung des anthropogenen Treibhauspotentials (Global Warming Potential - GWP) treibhauswirksamer Gase. ad (2) Charakterisierung: Im Rahmen der Charakterisierung werden so genannte Charakterisierungsfaktoren806 definiert und zugrunde liegende Wirkungs- bzw. Charakterisierungsmodelle beschrieben und ausgewählt. Der Charakterisierungsfaktor drückt die Eignung eines Stoffes aus, einen Beitrag zu einer Umweltauswirkung bzw. zu einer Wirkungskategorie im Verhältnis zu einer Referenzsubstanz zu leisten. Damit ist es möglich, die im Rahmen der Sachbilanz erhobenen Daten in Wirkungskategorien zusammenzuführen und bezüglich ihres Wirkungspotentials zu quantifizieren, d.h. mittels so genannter Wirkungsindikatoren (effect scores) zu beschreiben. So besitzt etwa Methan - bezogen auf die Referenzsubstanz Kohlendioxid über einen Betrachtungszeitraum von 100 Jahren - die 11fache Eignung einen Beitrag zum Treibhauseffekt zu leisten (siehe auch Tab. 2-6). 804 805

806

Vgl. Nentwig 1995, S. 421 ff. So werden indirekte serielle Effekte bis auf weiteres in den Klassifizierungsmodellen aus der Zuordnung ausgeklammert. Vor der Verabschiedung der einschlägigen Normen im Jahr 2000 wurde in Literatur und Praxis anstatt des Begriffes „Charakterisierungsfaktor“ (ÖNORM EN ISO 14042:2000, S. 8) der mathematisch klarere Terminus „Äquivalenzfaktor“, „Klassifizierungsfaktor“ (vgl. Heijungs et al. 1992b, S. 57 ff.) oder allgemein - Gewichtungsfaktor (vgl. Klöpffer/Renner 1994, S. 41 ff.) verwendet.

173 Erst durch die Umwandlung in Wirkungsindikatoren werden die erfassten Umwelteinwirkungen miteinander vergleichbar. Die Charakterisierung einer Umwelteinwirkung erfolgt durch Multiplikation der Umwelteinwirkungsmenge mit dem für die Umwelteinwirkung bestimmten Charakterisierungsfaktor. Resultat ist das für jede Umwelteinwirkung berechnete Wirkungsindikatorergebnis. Folgend können die Wirkungsindikatorergebnisse innerhalb der Wirkungskategorien durch Summation zusammengefasst werden. So ist etwa das Wirkungsindikatorergebnis für den Treibhauseffekt einer betrachteten Handlungsalternative die Summe der Treibhauspotentiale aller beitragenden Gase, ausgedrückt in CO2-Äquivalenten. Dieser Berechnungsschritt (Addition aller Wirkungsindikatorergebnisse innerhalb der Wirkungskategorien zu Wirkungsindikatorsummen) schließt die Phase der Charakterisierung ab. Die Wirkungsabschätzung ist grundsätzlich auf naturwissenschaftlicher Grundlage und, soweit möglich, ohne Einbezug von Werthaltungen durchzuführen.807 Da viele Abläufe in der Natur nicht genügend erforscht sind, ist es (noch) nicht möglich, für alle Substanzen und deren Umweltauswirkungen nach streng naturwissenschaftlichen Maßstäben Charakterisierungsfaktoren zu ermitteln. 808 Zur Bestimmung der Charakterisierungsfaktoren werden auswirkungsorientierte oder mechanismusorientierte Modelle herangezogen. Im ersten Fall werden Konversionsfaktoren809, im zweiten Fall werden Äquivalenzfaktoren berechnet. Konversions- und Äquivalenzfaktoren werden unter dem Begriff Charakterisierungsfaktoren zusammengefasst. Beispielsweise wird zur Charakterisierung der Emissionen von treibhauswirksamen Gasen das mechanismusorientierte IPCC-Modell810 eingesetzt und entsprechend werden Äquivalenzfaktoren gebildet. Im Gegensatz zu auswirkungsorientierten Modellen werden hier zur mechanismusorientierten Modellbildung die dem Wirkungsbeginn nahe gelegenen Effekte herangezogen. So wird bei treibhauswirksamen Gasen untersucht, in welchem Ausmaß ein bestimmter Stoff 811 aufgrund seines Reaktionsmechanismus im Vergleich zu einer Referenzsubstanz (Kohlendioxid) zur Verstärkung der Infrarotstrahlung beiträgt. Die so ermittelte Maßzahl ist ein Äquivalenzfaktor, der den relativen Beitrag der Standardmenge einer Substanz (1 Kilogramm) im Vergleich zur Referenzsubstanz in einem definierten Zeitraum be807

808 809

810

811

Vgl. Österreichisches Normungsinstitut 2000a (EN ISO 14042:2000), S. 9. Eine Übersicht zum Einfluss wertender Elemente auf das Ergebnis einer Ökobilanz gibt Prammer 1995, S. 391. Die Charakterisierungsfaktoren werden laufend weiterentwickelt. Auswirkungsorientierte Modelle setzen nahe dem ökologischen Wirkungsendpunkt an. Diese Methodik wird bei toxisch wirkenden Substanzen angewendet. So werden bspw. bei humantoxisch wirkenden Substanzen MAK-Werte (MAK = maximale Arbeitsplatzkonzentration) herangezogen und durch Anwendung der Methode der kritischen Volumina Konversionsfaktoren gebildet. Vgl. IPCC 1991, IPCC 1992, IPCC 2001a, IPCC 2001b, IPCC 2001c, IPCC 2001d, IPCC 2001e, download sowie aktuelle Informationen unter http://www.ipcc.ch. Die Begriffe Stoff und Substanz werden hier synonym verwendet.

174 schreibt. Das Global Warming Potential einer Substanz i (GWPi) wird wie folgt (Formel 2-5) T

³ a ˜ c (t )dt i

GWPi =

i

0

T

³a

CO 2

˜ cCO2 (t )dt

0

Formel 2-5: Definition des Treibhauspotentials GWPi der Substanz i mittels Referenzsubstanz (Quelle: Heijungs et al. 1992a, S. 62 in Bezugnahme auf IPCC 1992)

definiert, wobei hier 0 bis T den festgelegten Zeitraum angibt, für den das Treibhauspotential berechnet werden soll (zumeist 100 Jahre), ci(t) die Konzentration einer Substanz i als Funktion der Zeit t und ai die Verstärkung der infraroten Strahlung [in W/m2 ] durch eine Masseneinheit der Substanz i. Die mit dem Index CO2 versehenen Paramenter stehen für jene Beträge, die für die Referenzsubstanz CO2 ermittelt wurden. Verweilzeit in der Atmosphäre [Jahre]

Ausgewählte Treibhausgase Chem. Formel

Substanz

Äquivalenzfaktoren GWPi (Global Warming Potential der Substanz i) für den festgelegten Zeitraum 20 Jahren

100 Jahren

-

1

1

12

72

25

500 Jahren

CO2

Kohlendioxid (Referenzsubstanz)

CH4

Methan

1

N 2O

Distickstoffmonoxid (Lachgas)

114

289

298

153

CCl3F

Trichlorfluormethan (CFC-11)

45

6.730

4.750

1.620

CCl2F2

Dichlordifluormethan (CFC-12)

100

11.100

10.900

5.200

7,6

Tab. 2-6: Äquivalenzfaktoren für ausgewählte Treibhausgase nach IPPC (Quelle: IPCC 2007b, S. 212f.)

Die erhobene Menge der Substanz i (aus der Sachbilanz) wird mit dem Äquivalenzfaktor GWPi multipliziert (Äquivalenzfaktoren ausgewählter Substanzen siehe Tab. 2-6). Das Ergebnis entspricht jener Menge an Referenzsubstanz (CO2), die den gleichen Beitrag leistet wie die erhobene Menge der Substanz i. Auf die gleiche Weise können nun die Mengen aller Substanzen, die einen Beitrag zur Problemkategorie (Treibhauseffekt) leisten, in Mengenäquivalente der Referenzsubstanz umgerechnet werden. Diese Werte können zu einem einzigen Parameter - dem Wirkungsindikatorergebnis - addiert werden, der jene Menge an Referenzsubstanz angibt, die ein betrachtetes System zum Effekt 1. Ordnung beiträgt. Das Treibhauswirkungspotential eines Systems wird dann wie folgt (Formel 2-6) berechnet, n

GWPgesamt [kg CO2-Äquivalente] =

¦m ˜ GWP i

i 1

i

Formel 2-6: Berechnung des Treibhauspotentials eines untersuchten Systems (Quelle: Klöpfer/Renner 1994, S. 37 ff.)

175 wobei hier n die Anzahl der erhobenen treibhauswirksamen Substanzen, mi die emittierte Masse [kg] der Substanz i und GWPi der Äquivalenzfaktor von 1 kg der Substanz i ist. Ökologisch bedeutsam ist jedoch nicht nur der Anstieg der bodennahen Erdmitteltemperatur um einen bestimmten Wert, sondern auch die Geschwindigkeit, mit der diese Temperaturveränderung vor sich geht. 812 Im IPCC-Modell werden diese beiden Faktoren („absoluter Temperaturanstieg“ und „Geschwindigkeit des Temperaturanstieges“) bei der Berechnung des GWP einer Substanz zu einer dimensionslosen Zahl verdichtet, wodurch obige ökologisch bedeutsamen Informationen verloren gehen. Mit anderen Worten: Ein Treibhausgas mit einem hohen Äquivalenzfaktor kann somit bedeuten, dass eine große Temperaturveränderung über einen kurzem Zeitraum hinweg verursacht wird oder dass das Treibhausgas zwar wenig klimawirksam ist, aber eine sehr lange Verweilzeit in der Atmosphäre aufweist. 813 Die Frage vereinfachender Annahmen und damit verbundener Konsequenzen betrifft jedoch nicht nur das IPCC-Modell, sondern ist eine Grundsatzfrage bei allen zur Wirkungsabschätzung verwendeten Modellen. Durch die Zusammenstellung aller Wirkungsindikatorergebnisse (etwa in Form einer Liste) für jedes untersuchte System entstehen Wirkungsabschätzungsprofile mit dem Ziel intersystemarer Vergleiche zwischen den betrachteten Produkten, Verfahren oder Handlungsoptionen. Da die Einheiten der Wirkungsindikatorergebnisse unterschiedlich sind, ist eine weitere Aggregation zu einem Zahlenwert, der sämtliche Beiträge zu allen Wirkungskategorien repräsentiert, nicht möglich. Der Schritt der Wirkungsabschätzung ist daher mit der Berechnung der Wirkungsindikatorergebnisse für jede einzelne Wirkungskategorie der untersuchten Systeme abgeschlossen. Tab. 2-7 gibt einen Überblick über die vom Umweltbundesamt Berlin aktuell berücksichtigten Wirkungskategorien, die jeweiligen Charakterisierungsfaktoren und über die zur Berechnung der Wirkungspotentiale empfohlenen Einheiten und Referenzsubstanzen. Die Indikatorergebnisse sind weder qualitativ noch quantitativ unmittelbar miteinander vergleichbar. So lässt sich aus naturwissenschaftlichen Erkenntnissen nicht ableiten, ob etwa der Treibhauseffekt oder die Naturraumbeanspruchung das schwerwiegendere Umweltproblem darstellt, und folgend, ob eine bestimmte Menge CO2-Äquivalente eine größere oder geringere Gefahr für die natürliche Umwelt darstellt als die Versiegelung einer bestimmten Fläche.814 812

813

814

Nach Wietschel können Ökosysteme im Allgemeinen einen Temperaturanstieg von 0,1 Grad je Dekade noch verkraften (vgl. Wietschel 2002, S. 146). In Bezugnahme auf diese Kritik an der Gewichtung von Treibhausgasen über das Global-Warming-Potential stellt Ardone ein alternatives Modell zur Bewertung des Treibhauspotentials vor (vgl. Ardone 1999). Vgl. Umweltbundesamt Berlin 2000, S. 14.

176 Wirkungskategorie Inanspruchnahme von Ressourcen

Treibhauseffekt

Ozonabbau Humantoxizität (Beeinträchtigung der Gesundheit des Menschen) Ökotoxizität (direkte Schädigung von Organismen und Ökosystemen) Bildung von Photooxidantien Acidification (Versauerung von Böden und Gewässern)

Charakterisierungsfaktor

n

R Rohstoffverbrauch

R ges

§

¦ ¨¨ m ˜ R i

i

©

1 ·¸ ¸ stat i ¹

Global Warming Potential

¦ m ˜ GWP

GWPges

i

Ozone Depletion Potential

HCA, HCW, HCS

i

i

n

ODP

¦ m

ODPges

i

Einheit des Wirkungspotentials kg/a

n

GWP

˜ ODPi

i

kg CO2Äquivalent

kg FCKW 11Äquivalent

Stoffe einzeln bewerten, zur Zeit nicht aggregierbar

-

Ecotoxical Classification Factor for Aquatic and Terrestrial Ecosystems

Stoffe einzeln bewerten, zur Zeit nicht aggregierbar

-

POCP

POCPges

Human Toxicological Classification Factor for Air, Water and Soil

ECA, ECT

n

Photochemical Ozone Creation Potential

¦ m

Acidification Potential

NP

Flächenverbrauch

nach Hemerobiestufen

APges

¦ m

-

˜ POCPi kg Ethylen-

NPges

¦ m

Äquivalent

i

˜ APi

kg SO2Äquivalent

i

˜ NPi

kg PO43--IonenÄquivalent

i

n

Nutrification Potential

i

i

n

AP

Nutrification (Eintrag von Nährstoffen in Böden und Gewässer)

Lärmbelastung

Berechnung des Wirkungspotentials (Wirkungsindikatorergebnis)

i

-

Lärm = Schall

-

Pa².s

Rstat = statische Reichweite mi = emittierte Menge (bzw. verbrauche Rohstoffmenge) des Stoffes i Tab. 2-7: Wirkungskategorien, Charakterisierungsfaktoren und Berechnung des Wirkungspotentials (Quelle: Klöpfer/Renner 1994, S. 37 ff. und Umweltbundesamt Berlin 2000, S. 12 ff.)

Um zu einem besseren Verständnis der (einzelnen) Indikatorergebnisse und/oder zu einer Gesamtbewertung der betrachteten Systeme zu gelangen, ist es zweckmäßig weitere - in der Norm ISO 14042 als optional angeführte - Schritte zu setzen. Und zwar: 815 815

Vgl. Österreichisches Normungsinstitut 2000a (EN ISO 14042:2000), S. 11 ff.

177 (1) Normierung, (2) Gruppierung und (3) Gewichtung. ad (1) Normierung: Bei der Normierung werden Wirkungsindikatorergebnisse durch bestimmte Basisdaten bzw. Referenzwerte dividiert. Diese berechneten Verhältnisse dienen als Grundlage für die Einschätzung der relativen Signifikanz der Wirkungsindikatorergebnisse („Spezifische Beiträge“) sowie als Vorbereitung für zusätzliche Verfahrensschritte wie Gruppierung, Gewichtung und Auswertung. 816 So fließen etwa Gesamtverbräuche (Ressourcen) oder Gesamtpotentiale (Hintergrundbelastung durch Emissionen bzw.Einträge) als Basisdaten und Referenzwerte in die Normierung ein. Beispiele für solche Referenzwerte sind: - Gesamtverbrauch oder Gesamtpotential eines Gebietes, das lokal, regional, national817 oder global bestimmt sein kann oder z.B. einer vorgegebenen Branche. - Gesamtverbrauch bzw. Gesamtpotential pro Kopf der Bevölkerung eines vorgegebenen Gebietes 818 oder eines Bezugsszenarios (z.B. eines vorgegebenen Produktsystems). ad (2) Gruppierung: Gruppierung ist die Ordnung der Wirkungskategorien in verschiedenen Klassen (Einordnung anhand von Charakteristika wie z.B. Ressourcen und Emissionen oder anhand der räumlichen Ausdehnung der Umweltwirkung) und Rangbildung (z.B. hohe, mittlere oder niedrige Priorität der Wirkungskategorien). ad (3) Gewichtung: Gewichtung ist die Umwandlung der Indikatorergebnisse verschiedener Wirkungskategorien unter Verwendung numerischer Faktoren, die auf Werthaltungen beruhen. Gruppierung und/oder Gewichtung sind zweckmäßig, wenn bei einer Untersuchung von Alternativen mehrere Wirkungskategorien betroffen sind und gegenläufige Wirkungsindikatorergebnisse vorliegen. Das Umweltbundesamt Berlin gruppiert in seinen ÖkobilanzStudien erhobene Wirkungsindikatorergebnisse, indem es diese durch die Zuordnung einer ökologischen Priorität nach einer fünfstufigen ordinalen Skala („A“ für höchste Priorität bis „E“ für niedrigste Priorität819) hierarchisch ordnet, d.h. eine Rangbildung der Wirkungs-

816 817

818

819

Vgl. Umweltbundesamt Berlin 2000, S. 9. Z.B. Spezifischer Beitrag des Produktsystems XY zum österreichischen Treibhauseffekt: Division von „Treibhauseffekt des Produktsystems XY“ durch „Treibhauseffekt Österreich gesamt“ als Referenzwert. Z.B. in Bezug auf pro Kopf in Österreich: Teilung von „Treibhauseffekt des Produktsystems XY“ durch „österreichischer Einwohnerdurchschnittswert des Treibhauseffekts“ als Referenz. Es wird betont, dass die Rangbildung der Wirkungsindikatorergebnisse als eine Relation zwischen den erhobenen bzw. betrachteten Wirkungskategorien anzusehen ist und nicht als absolutes Urteil über das Wirkungsindikatorergebnis (vgl. Umweltbundesamt Berlin 2000, S. 15).

178 indikatorergebnisse vornimmt. Als Kriterien zur Zuordnung der ökologischen Priorität dienen: 820 - Ökologische Gefährdung, - Distance-to-Target 821 (Abstand zum angestrebten Umweltzustand bzw. Abstand zum Zustand der ökologischen Nachhaltigkeit) und - spezifischer Beitrag zur jeweiligen Wirkungskategorie. Während sich der spezifische Beitrag auf das Indikatorergebnis einer konkreten Ökobilanz bezieht und deshalb ein „spezifisches Ergebnis“ darstellt und für jede Ökobilanz neu zu ermitteln ist, erfolgt die Rangbildung für die Wirkungskategorien nach den Kriterien „ökologische Gefährdung“ und „Distance-to-Target“ unabhängig von einer konkreten Ökobilanz.822 Die Rangbildung der Umweltwirkungen der betrachteten Systeme orientiert sich an den übergeordneten Schutzgütern der staatlichen Umweltpolitik. Diese können – im Sinne dieser Arbeit – sein: 823 Menschliche Gesundheit, Struktur und Funktion von Ökosystemen und Ressourcen der natürlichen Umwelt 824 Zusammenfassend kann die Wirkungsabschätzung wie folgt kritisch betrachtet werden: - Für viele relevante Substanzen gibt es noch keine allgemein akzeptierten Methoden für die Klassifizierung und Charakterisierung, wenn auch die diesbezüglichen - in Anlehnung an CML und SETAC gemachten - Vorschläge und Empfehlungen von Klöpfer/ Renner 825,

Giegrich et al. 826 und des Umweltbundesamtes Berlin 827 (Tab. 2-7) als methodischer Rahmen in die ISO 14042 828 und ISO 14043 829 und deren Nachfolgenormen ISO 14040 und ISO 14044 830 aus dem Jahr 2006 eingegangen sind und inzwischen breite Anerkennung in Wissenschaft 831, Politik 832 und Wirtschaft 833 gefunden haben.

820 821 822 823 824

825 826 827 828

829 830 831

Vgl. Umweltbundesamt Berlin 2000, S. 14 ff. Vgl. Lindeijer 1996. Vgl. Umweltbundesamt Berlin 2000, S. 15. Vgl. Umweltbundesamt Berlin 2000, S. 13. Unter Ökobilanz-Experten herrscht Uneinigkeit darüber, ob die Ressourcenschonung ein eigenständiges Schutzziel darstellt (vgl. Umweltbundesamt Berlin 2000, S. 12). Unabhängig davon stellen die natürlichen Ressourcen für die Umsetzung einer nachhaltigen Entwicklung und den damit verknüpften Grundsatz der intergenerativen Gerechtigkeit ein unverzichtbares Schutzgut dar. Vgl. Klöpfer/Renner 1994. Vgl. Giegrich et al. 1995. Vgl. Umweltbundesamt Berlin 1995b, S. 1 ff. und Umweltbundesamt Berlin 2000. Vgl. Österreichisches Normungsinstitut 2000a (EN ISO 14042:2000), S. 5 ff. und Umweltbundesamt Berlin 1995a, S. A6 f. Vgl. Österreichisches Normungsinstitut 2000b (EN ISO 14043:2000). Vgl. Österreichisches Normungsinstitut 2006a (EN ISO 14040:2006) und 2006b (EN ISO 14044:2006). Vgl. Steven 1999, S. 1085 ff. und Prammer 1996, S. 221 ff.

179 - Die Akzeptanz der einzelnen Wirkungsindikatorergebnisse hängt von der Vollständigkeit und der Nachvollziehbarkeit der Charakterisierungsmethoden und -faktoren für die jeweilige Wirkungskategorie (Vollständigkeitsproblem) sowie von der Berücksichtigung unscharfer Informationen (Unsicherheitsproblem) ab.834 Insbesondere werden zeitliche und räumliche Auswirkungen sowie Hintergrundbelastungen in den jeweiligen Modellen noch nicht ausreichend berücksichtigt. Das Vollständigkeitsproblem hat seine Ursache in der Komplexität der Beziehungen zwischen wirtschaftlicher Tätigkeit und natürlicher Umwelt sowie in der Komplexität der natürlichen Umwelt selbst aufgrund der gegen unendlich strebenden Zahl von Systemelementen und Beziehungen untereinander. Es sind weder alle Systemelemente bekannt und können berücksichtigt werden835, noch lässt sich der räumliche und zeitliche Zusammenhang zwischen Ursachen und Wirkungen mit dem heutigen Wissensstand und den bekannten Analyseverfahren mit Sicherheit erfassen. Die je nach betrachteten Systemelementen unterschiedlichen Wirkungen von Stoffen836 führen zu weiteren Unsicherheiten. 837 - Beim Wirkungsabschätzungsprozess handelt es sich zwar um einen primär naturwissenschaftlich gestützten Entscheidungsprozess. Es werden jedoch bereits durch die Festlegung bestimmter Wirkungskategorien im Vorfeld der Charakterisierung subjektive Einschätzungen und Werthaltungen in den Prozess der Wirkungsabschätzung eingebracht und können das Ergebnis entsprechend beeinflussen. 838 - Weiters fließen im Zuge der Normierung, Gruppierung und Gewichtung Werthaltungen in jene Entscheidungsprozesse ein, die die Ergebnisse der gemäß ISO 14042 verbindlichen Bestandteile der Wirkungsabschätzung beeinflussen. Aus diesem Grund verlangt auch die ISO 14042 die für diese Schritte verwendeten Kriterien offen zu legen und zu erklären. 839

832

833

834 835 836

837

838 839

In den letzten zehn Jahren haben das Umweltbundesamt Berlin (http://www.umweltbundesamt.de; Zugriff am 14.08.2007) und das Institut für Energie- und Umweltforschung in Heidelberg (http://www.ifeu.de; Zugriff am 14.08.2007) Dutzende Aufträge aus Wirtschaft und Politik erhalten, in denen die skizzierte Methodik gemäß Tab. 2-5 leicht modifiziert für die Bewertung von Produkten oder Prozessen angewendet wurde. Für Stoffstromanalysen und Ökobilanzen setzen inzwischen Betriebe der Stahl-, Chemie- und Automobilindustrie Softwareprodukte wie etwa UMBERTO” (http://www.umberto.de; Zugriff am 14.08.2007), GABI”, (http://www.gabi-software.com ; Zugriff am 14.08.2007) ein, die die genannten Klassifizierungsund Charakterisierungsverfahren einsetzen. Vgl. Österreichisches Normungsinstitut 2000a (EN ISO 14042:2000), S. 11. Vgl. Ringeisen 1988, S. 482-491. Bestimmte Stoffe wirken bei Kleinkindern anders als bei Erwachsenen (und wieder anders in der Tier- und Pflanzenwelt). Deshalb muss hier die Forderung noch nicht ganz verstandener Ursache-Wirkungszusammenhänge gerade bei komplexen Phänomenen, wie etwa dem Klimawandel oder im Bereich der Human- und der ÖkoToxizität zu erforschen, mit Nachdruck vertreten werden. Ausführlich hierzu Prammer 1995, S. 389 ff. Vgl. Österreichisches Normungsinstitut 2000a (EN ISO 14042:2000), S. 15 f.

180 - Da Art und Anzahl der vereinfachenden Annahmen und Werthaltungen, die in die Wirkungsabschätzung für die unterschiedlichen Wirkungskategorien einfließen, (sehr) unterschiedlich sind, variiert die Validität der jeweiligen Wirkungsindikatorergebnisse. Dies muss bei der Gesamtbewertung berücksichtigt werden. - Aus den oben genannten Gründen existiert bis heute keine international akzeptierte Methode, um so unterschiedliche Wirkungskategorien wie den Verbrauch ökologisch knapper Ressourcen und Umweltbelastungen von Luft, Wasser und Boden zu aggregieren, d.h. auf einen „Ein-Index“ zusammenzuführen. In Hinblick auf die Erzielung naturwissenschaftlich gestützter, niedrig aggregierter Ergebnisse vermittelt die Wirkungsabschätzung jedoch eine hohe ökologische Richtungssicherheit und ist als Orientierungsrahmen und Vorgehensweise (als Element der Ökobilanzierung) inzwischen international akzeptiert. ad (E) Weitere naturwissenschaftlich fundierte ökologische Bewertungsverfahren: Mitte der 1990er Jahre wurden weitere naturwissenschaftliche Verfahren zur Bewertung von Umweltwirkungen entwickelt. Dazu gehören (E1) der masseorientierte Ansatz „Materialinput pro Serviceeinheit (MIPS)“ von Schmidt-Bleek 840, (E2) der flächenorientierte Ansatz „Sustainable Site Index (SSI)“ von Prammer 841 und (E3) der schadenorientierten Ansatz „Eco-Indicator 95/99“ von Goedkoop/Spriensma. Gemeinsam mit dem oben dargestellten stoffflussorientierten Verfahren der "ökologischen Knappheit" bilden die Verfahren (E2) und (E3) jene Verfahrensgruppe, die zum einen den Anspruch stellen, alle relevanten Umweltauswirkungen abzubilden und zum anderen ein vollaggregiertes Resultat liefern („One-IndexVerfahren“).

ad (E1) Masseorientiertes Verfahren „Materialinput pro Serviceeinheit (MIPS)“: Der Ansatz fokussiert nicht die negativen Umweltwirkungen einzelner Schadstoffe, sondern die durch die wirtschaftliche Tätigkeit ausgelösten Materialbewegungen. Bei der Bewertung eines Stoffes sind daher alle von ihm direkt oder indirekt ausgelösten Masseströme zu berücksichtigen. Das daraus resultierende Maß „Materialinput pro Serviceeinheit (MIPS)“ dient als Indikator für die Effizienz der eingesetzten natürlichen Ressourcen bzw. die Dematerialisierung der Leistungserstellung. Die Hauptkritik an dem Verfahren ist, dass die Materialien zwar mit ihrer quantitativen Eigenschaft, d.h. mit ihrer Masse (gemessen in kg) in das Bewertungsmodell eingehen, die qualitativen Eigenschaften jedoch ignoriert werden. So existiert aber eine Vielzahl von chemischen Verbindungen, die gesundheitlich bzw. ökologisch bedenklich sind auch wenn die Expositionszeit sehr kurz ist und im ppm-Bereich („parts per million“) liegt. Diese Wirkungen können aber definitionsgemäß nicht abgebildet werden. Als positiv muss 840 841

Vgl. Schmidt-Bleek 1994 u. 1998. Vgl. Prammer 1994.

181 der Ansatz der Serviceeinheit bemerkt werden, die sich auf die einmalige Nutzung einer von einem Produkt bereitgestellten Produktfunktion bezieht. Im Wesentlichen handelt es sich hierbei um das Konzept der „Funktionalen Äquivalenz“ bzw. die „Funktionelle Einheit“, die im Rahmen der Ökobilanzierung festzulegen ist. Als Beispiel für eine Serviceeinheit seien ein gefahrener Kilometer mit einem Personenkraftwagen genannt oder die Reinigung von vier Kilogramm durchschnittlich verschmutzter Wäsche. ad (E2) Flächenorientiertes Verfahren des „Sustainable Site Index (SSI)“: Der Ansatz stellt eine Weiterentwicklung und Operationalisierung des Bewertungskonzeptes „Ökologischer Fußabdrucks“ von Wackernagel/Rees 842 dar. Der SSI ermittelt Flächenäquivalenzwerte für den Ressourcenverbrauch der im Unternehmen eingesetzten Stoffe, für die bei der Produktion direkt und indirekt ausgelösten Emissionen sowie für die durch das Unternehmen in Anspruch genommenen Flächen. Als Flächenäquivalenzwert für einen nachwachsenden Rohstoff gilt dabei die Anbaufläche, für einen mineralischen Rohstoff die Verfügbarkeitsfläche und für einen fossilen (Energie-)Rohstoff die Sedimentationsfläche. Bei den Emissionen wird die erforderliche Reduktions- bzw. Dissipationsfläche zugrunde gelegt. In den standortbezogenen Flächenverbrauch gehen nicht nur die vom Unternehmen selbst belegten Flächen ein, sondern auch die durch bestimmte Vorstufen (Versorgung mit Energie und Wasser) benötigten Flächen. Der Begriff „Site“ in „Sustainable Site Index“ bezieht sich darauf, dass durch diese Methodik der Beitrag an negativen Umweltwirkungen, den ein einzelner Betrieb im Zuge seiner Leistungserstellung auslöst, bestimmt werden kann („Schadschöpfung“843). Dabei werden von den ermittelten Output-Flächenäquivalenzwerten die Input-Flächenäquivalenzwerte abgezogen. 844 ad (E3) Schadenorientiertes Verfahren „Eco-Indicator 99“: 845 Dieses Verfahren wurde in den Niederlanden von PRé Consultants für die Anwendungsfelder der Produktmanager und designer entwickelt.846 Ausgehend von den Sachbilanzergebnissen werden die Umweltauswirkungen in Wirkungskategorien analog CML zusammengefasst („Exposure and Effect Analysis“) und anschließend in Schadenskategorien verdichtet („Damage Analysis“). Die drei Schadenskategorien sind Ressourcenverbrauch, Gesundheit und Ökosystemqualität, wobei die beiden letzten Schadenskategorien aufgrund der Ergebnisse eines Experten-Panels mit jeweils

842 843 844 845 846

Vgl. Wackernagel/Rees 1996 u. 1997. Siehe hierzu in Kapitel 2.4.2.1.5. Prammer 1994, S. 2 ff. Vgl. Goedkoop/Spriensma 2000. Dieses Verfahren basiert auf dem Eco-Indicator 95-Verfahren mit dem Unterschied, dass beim zuerst entwickelten Ansatz die Bewertung auf Grundlage des „Distance-to-target“-Konzepts beruhte (vgl. Goedkoop 1995) und beim jüngeren Ansatz (Eco-Indicator 99) die Schadenshäufigkeiten die Bewertungsgrundlage bildet (vgl. Goedkoop/Spriensma 2000).

182 400 von 1000 Punkten gleich gewichtet sind und der Ressourcenverbrauch mit 200 von 1000 Punkten eingeschätzt wurde. In der jüngsten Vergangenheit wurden Modelle und Bewertungsverfahren publiziert, die auf den CML-Grundlagen beruhen und deren Gegenstand die Abschätzung und Normalisierung von emissionsbedingten Umweltauswirkungen für einzelne Weltregionen (Europa847, Vereinigte Staaten von Amerika und Japan) ist.848

2.4.4.2.5

Fazit zur Bewertung des Mengengerüsts betrieblicher Umweltwirkungen und weitere Vorgangsweise

Wie die obigen Ausführungen gezeigt haben, erfüllt offenbar keines der vorgestellten Bewertungsverfahren die eingangs aufgestellten Anforderungen in vollem Maße. Das für einen bestimmten Zweck einzusetzende Verfahren muss sich daher an jenen Eigenschaften orientieren, die für besonders wichtig erachtet werden. Das grenzwertorientiertes Verfahren der "kritischen Volumina" und das stoffflussorientierte Verfahren der "ökologischen Knappheit" wurden oben schon ausgeschieden, da sie keine methodische Differenzierung zwischen Umwelteinwirkungen und Umweltauswirkungen aufweisen und als nicht ISO-konform849 gelten. In Tab. 2-8 sind die Kriterien, die von den verbleibenden Bewertungsverfahren zu erfüllen sind sowie die jeweiligen Erfüllungsgrade der einzelnen Bewertungsverfahren im Überblick zusammengestellt. Auf Grundlage der obigen Ausführungen sowie bisher vorliegender Erkenntnisse des Verfassers zu Einsatzgebiet und Leistungsfähigkeit ökologischer Bewertungsverfahren850 werden die Verfahren bzw. Verfahrensgruppen in Tab. 2-8 unter I, III, IV und VII favorisiert, wobei die „ökologieorientierte ABC-Analyse“ themenbedingt nicht mehr weiterverfolgt wird:

847

848

849

850

So wurde etwa für Europa am Ecole Polytechnique Fédérale de Lausanne (EPFL) von Jolliet et al. das schadenorientierte ökologische Bewertungsverfahren „Impact 2002+“ entwickelt (ausführlich Jolliet et al. 2003, S. 324 ff.). Als Schadenskategorien werden Gesundheit, Ökosystemqualität, Klimawandel und Ressourcenverbrauch definiert und damit um eine Schadenkategorie mehr (Klimawandel) als beim EcoIndicator 99-Verfahren. Zu den Modellen und Bewertungsverfahren sowie zu einer Vielzahl an Veröffentlichungen siehe Sedlbauer et al. 2007, S. 29. Vgl. Umweltbundesamt Berlin 2000, S. 10. Zur gleichen Beurteilung in Bezug auf die Nicht-Normkonformität dieses Bewertungsverfahren kommt Prammer 1996, S. 211 ff. Vgl. Prammer 1996, S. 221 ff.

183

ABC/XYZ-Analyse (III) Energieflussorientiertes Verfahren „kumulierter Energieaufwand“ (KEA) (IV) Umweltauswirkungsorient. Verfahren „CML“ und „Umweltbundesamt Berlin - Version ´99“ (V) Masseorientiertes Verfahren „Materialinput pro Serviceeinheit“ (MIPS) (VI) Flächenorientiertes Verfahren „Sustainable Site Index“ (SSI) und „Ecological Footprint“ (VII) Schadenorientiertes Verfahren „Eco-Indicator 99“ Legende:

**** *** ** * -

Wirtschaftlichkeit und Praktikabilität

(II) Relativ abstufende ökologieorientierte

allgemeine Akzeptanz

(Ansatz von Schadenskosten)

Nachvollziehbarkeit

(I) Umweltorientierte monetäre Bewertung

naturwissenschaftliche Fundierung

Bewertungsverfahren

Vollständigkeit

Kriterien

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in sehr hohem Maße erfüllt in hohem Maße erfüllt mittelmäßig erfüllt in geringem Maße erfüllt nicht erfüllt

Tab. 2-8: Beurteilung der umweltorientierten bzw. ökologischen Bewertungsverfahren (Quelle: eigene)

ad (I): „Monetäre Bewertungsverfahren“ bewerden zum Zwecke der ökologieorientierten Bewertung von Techno- und Umwelt-Indikatoren trotz ihrer sich deutlich zeigender Grenzen der Monetarisierung von betrieblichen Umweltwirkungen in dieser Arbeit weiterverfolgt, da es die einzige Möglichkeit ist, den Einfluss von betrieblichen Umweltwirkungen auf das Gewinnziel direkt messbar zu machen und das Gewinnziel von den meisten Unternehmen vorrangig verfolgt wird. ad (II): Die „ökologieorientierte ABC-Analyse“ wird zum Zwecke der ökologischen Bewertung von Techno-Indikatoren als geeignet betrachtet. Sie wird jedoch hier nicht weiter

184 verfolgt, da sie als Bewertungsverfahren auf Expertenurteilen fußt851 und nicht auf Rechenverfahren, die im Mittelpunkt der Analyse und Schlussfolgerungen dieser Arbeit stehen. Zudem ist die gegenständliche Arbeit auf die Betrachtung von Umwelt-Indikatoren (bzw. Umweltwirkungen) und Umweltkosten fokussiert. ad (III): Das Verfahren „kumulierter Energieaufwand (KEA)“ wird mit den oben erarbeiteten Teilindikatoren für Zwecke der Erstellung einer Simplified LCA als erster Schritt zur Erstellung einer ISO-14040-konformen Ökobilanz betrachtet. Darüber hinaus wird KEA auch für die Zwecke der Erstellung einer Streamlining-Analyse als geeignetes (eigenständiges) Bewertungsverfahren betrachtet.852 853 ad (IV) und (VII): Nach dem im Jahr 1978 publizierten Modell der "ökologischen Knappheit" von Ruedi Müller-Wenk kann das 1992 vorgestellte Verfahren des „Centrum voor Milieukunde (CML)“ der Universität Leiden als zweiter Meilenstein in der Ökobilanzforschung und der ökologischen Bewertung bezeichnet werden. CML-orientierte Verfahren haben sich in den letzten Jahren sowohl in der Fachöffentlichkeit als auch in der betrieblichen Ökobilanzpraxis durchgesetzt: Die Idee der Überführung von Umwelteinwirkungen (Stoffund Energieflüsse) in Umweltauswirkungen (ökologische Effekte) prägt nach wie vor die aktuelle umweltwissenschaftliche Forschung im Kontext der Gewichtung und Bewertung betrieblicher Umweltwirkungen. So greifen etwa Jolliet et al. in ihrem jüngst vorgestellten ökologischen Bewertungsmodell „Impact 2002+“ auf dieses CML-Ideengut zurück.854 Positiv beurteilt wird beim CML-orientierten Verfahren auch die explizite Trennung der naturwissenschaftlichen Bestimmung der Umweltwirkungen (von der Ebene „Umweltinventar“ bis zur Ebene der „Wirkungskategorien“) von der subjektiven Gesamtbewertung, wobei letztes optional ist. Die eng miteinander verwandten Verfahrensgruppen, die umweltauswirkungsorientierten Verfahren „Centrum voor Milieukunde (CML)“ und „Umweltbundesamt Berlin Version ´99“ zum einen sowie das schadenorientierte Verfahren „Eco-Indicator 99“ zum anderen werden daher in dieser Arbeit weiterverfolgt und bilden die Grundlage für die ökologische Bewertung von Umwelt-Indikatoren. Die in den letzten Jahren häufige Überarbeitung und Erweiterung der CML-Wirkungspotentiale855 erschwert andererseits die Vergleichbarkeit von Öko851

852 853

854 855

Der hinter der A-, B- bzw. C-Einstufung liegende Bewertungsvorgang ist das Ergebnis einer verbalargumentativen Diskurses innerhalb eines Expertenteams. Zur Simplified LCA und zur Streamlining-Analyse siehe Kapitel 2.4.4.1.2.2. Beide angesprochene Verfahren eignen sich vor eine vorläufige Bestimmung der ökologisch bedeutsamen Vor- und Nachstufen im Rahmen der sogenannten „Schadschöpfungsorientierten Lebenszyklusrechnung“ (siehe hierzu in Kapitel 3.5). Vgl. Jolliet et al. 2003. Vgl. Heijungs et al. 1992, Guinée/Gorrée/Heijungs 2002 und Van Oers 2004.

185 bilanzergebnissen. Da eine realistische Zuordnung einzelner Substanzen gemäß ihrer Beitragsart (parallel, direkt in Serie oder indirekt in Serie) und Beitragsmenge zu den Wirkungskategorien beim derzeitigen Wissensstand nicht machbar ist, werden in diesen Fällen die potentiellen Umweltauswirkungen einer Substanz oft mit der gesamten emittierten Menge berechnet. 856 Dies hat dann zur Folge, dass die quantifizierten Beiträge maximale Umweltauswirkungen der Substanzen repräsentieren und tendenziell höher ausgewiesen werden, als es der Realität entspricht. ad (V) und (VI): Das masseorientierte Verfahren „Materialinput pro Serviceeinheit (MIPS)“ sowie das flächenorientierte Verfahren „Sustainable Site Index (SSI)“ und das Verfahren „Ökologischer Fußabdruck“ wurden zwar in der Praxis angewendet, haben jedoch nie die Akzeptanz der CML-orientierten Verfahren in der Fachöffentlichkeit und der betrieblichen Praxis erlangt. Das MIPS-Verfahren blendet durch Emissionen ausgelöste Umweltwirkungen von vorneherein aus und wird daher nicht weiterverfolgt. Im Rahmen der flächenorientierten Verfahren kann für nicht-regenerative Rohstoffe und fossile Energieträger nur bedingt und für naturferne oder naturfremde Schadstoffe keine gültigen Flächenäquivalenzwerte ermitteln werden. Eine detaillierte Betrachtung und Abwägung von negativen Umweltwirkungen einzelner Produkte oder Prozesse ist daher nur unter der Voraussetzung möglich, dass die zu betrachtenden betrieblichen Input- und Output-Umweltindikatoren ausschließlich regenerative Quellen- bzw. Senkengrößen darstellen. Da sich gültige Ergebnisse ausschließlich unter diesen – für heutige Verhältnisse unrealistischen – Rahmenbedingungen erzielen lassen, wird auch diese Verfahrensgruppen hier nicht mehr weiterverfolgt.

2.5

Kernelemente einer ökologisch nachhaltigkeitsorientierten Unternehmensführung „Metaphysisch ausgedrückt wurde die kurzfristige, operative Angler-Philosophie – möglichst viel zu angeln – durch die weitsichtigere strategische Philosophie ersetzt, sich in den fischreichsten Gewässern zu tummeln. Was nützt aber diese strategische Weisheit in Zeiten, in denen die wenigen fischreichen Gewässer überfischt und die großen Fischschwärme rar geworden sind. Dann wird es Zeit, sich die Fragen nach dem Wozu und dem Wohin zu stellen.“ (W. Hinder)

856

Adensam et al. 2000, S. 40.

186 2.5.1

Verantwortungs-, Kreislauf- und Kooperationsprinzip als Kernprinzipien der unternehmerischen Nachhaltigkeit

Eines der ersten und einflussreichsten Konzepte zur betrieblichen Umsetzung der unternehmerischen Nachhaltigkeit („Corporate Sustainability“) im deutsprachigen Raum stammt von Meffert/Kirchgeorg. 857 Sie identifizieren drei Kernprinzipien, die eng miteinander verbunden sind und sich gegenseitig bedingen: Das Verantwortungs-, das Kreislauf- und das Kooperationsprinzip. Abb. 2-18 zeigt den – im Zuge der betrieblichen Umsetzung zu beachtenden – hierarchisch strukturierten Aufbau sowie das Innenverhältnis der Prinzipien.

Verantwortungsprinzip

Kreislaufprinzip

Kooperationsprinzip Abb. 2-18: Verantwortungs-, Kreislauf- und Kooperationsprinzip als handlungsleitende Prinzipien zur Umsetzung von Strategien der Nachhaltigkeit (Quelle: eigene)

Zunächst stellt das Verantwortungsprinzip auf die Anerkennung, Erhaltung und Förderung der natürlichen Umwelt, insbeondere der Biosphäre und des Menschen als ein mitgestaltendes Systemelement. Die Umsetzung des Verantwortungsprinzips bedeutet für das Management nicht nur – vornehmlich ökonomisch determinierte – Forderungen und Erwartung einflussreicher Anspruchsgruppen (etwa Kunden und Anteilseiger) zu befriedigen, sondern auch die Ansprüche wenig oder nicht einflussreicher Betroffener von negativen Umweltwirkungen zu berücksichtigen. Im Einzelfall muss hier die Bereitschaft vorhanden sein, auf eigene (ökonomische) Vorteile zur Wahrung der Ansprüche und Interessen anderer zu verzichten. 858 Das sich daran anschließende Kreislaufprinzip zielt durch den stetigen Einsatz wieder verfügbar gemachter Ressourcen nicht nur auf eine Minimierung des Verbrauches von Primärrohstoffen ab (Entlastung der Versorgungsfunktion der natürlichen Umwelt), sondern 857 858

Vgl. Meffert/Kirchgeorg 1993a, S. 34 ff. und Meffert/Kirchgeorg 1998, S. 448 und Wagner 1997, S. VII. Siehe hierzu in Kapitel 2.3.1 die Zusammenhänge von Ethik und nachhaltige Entwicklung.

187 auch auf die Verminderung unerwünschten Outputs (Entlastung der Träger- und Regelungsfunktion der natürlichen Umwelt). Schließlich stellt das Kooperationsprinzip auf eine Interaktion aller Beteiligten an den Wertschöpfungs-Stoffkreisläufen und Wertschöpfungs-Energieketten ab, um ökonomisch rationale und ökologisch sinnvolle Produkte zu erzeugen. Eng verbunden damit sind Fragen der Organisationspraxis, der Arbeitsteilung und Spezialisierung in betriebsübergreifenden und betrieblichen Organisationen bei der Suche nach ökologischen Lösungen. Bleicher plädiert im diesem Zusammenhang und in Anspielung auf James Conant („Age of Synthesis“) für den Abbau der Dominanz des Teilungsprinzips und für eine stärkere Bedeutung und Anwendung des Einigungsprinzips. 859 Damit soll der ökologischen Problematik ein Stellenwert zukommen, der ihrer existentiellen Bedeutung gerecht wird: Statt Arbeitsteilung ist Integration, statt isolierender sind ganzheitliche Ansätze und statt technokratische sind humane Lösungen vorzuziehen. In Kapitel 2.3.2. wurde ausgeführt, dass die Strategieoptionen „Effizienz“ und „ökologische Kompatibilität“ einen geeigneten Rahmen für eine systematische Umsetzung des Gedankenguts der ökologischen Nachhaltigkeit bieten. Die drei aufeinander aufbauenden Prinzipien, das Verantwortungs-, das Kreislauf- und das Kooperationsprinzip stellen sich als unverzichtbare Prinzipien für die Realisierung der ökologischen Nachhaltigkeit auf Ebene der Unternehmen dar. Diese Prinzipien müssen daher grundsätzlich auch in einem ökologisch nachhaltigkeitsorientierten Rechnungswesen als zentrales betriebliches Planungs-, Kontrollund Dokumentationsinstrument ihren Niederschlag finden. „Corporate Social Responsibility (CSR)“ bzw. „Gesellschaftliche Verantwortung des Unternehmens“ 860 betrifft die Frage, ob über die Erbringung wirtschaftlicher Leistungen für den Kunden (customer value) und die Mehrung des Unternehmenswertes für die Eigentümer (shareholder value) hinaus, weiter gehende Aufgaben und Verantwortung für das Unternehmen wahrzunehmen sind. Die EU-Kommission definiert CSR als „ein Konzept, das den Unternehmen als Grundlage dient, auf freiwilliger Basis soziale Belange und Umweltbelange in ihre Tätigkeit und in die Wechselbeziehungen mit den Stakeholdern zu integrieren.“861 Der noch weiter gefasste Begriff “Corporate Responsibility (CR)” umschließt

859 860

861

Vgl. Bleicher 2006, S. 291. Die Diskussion um die gesellschaftliche Verantwortung von Unternehmen bzw. die gesellschaftlich verantwortliche Unternehmensführung ist nicht neu. Ein diesbezüglicher Meilenstein wurde 1973 auf dem European Management Forum in Davos durch die Entwicklung und Vorlage eines Verhaltenskodex für Unternehmen („Davoser Manifest“) gesetzt. Vgl. dazu ausführlich Gerum 2005, S. 15 ff. EU 2002, S. 3 (mit Hinweis auf das Grünbuch der Europäischen Kommission „Europäische Rahmenbedingungen für die soziale Verantwortung der Unternehmen“).

188 „Corporate Social Responsibility (CSR)“, „Corporate Governance“ und „Corporate Citizenship“. 862 Während beim CSR-Konzept die Beziehungen des Unternehmens zur Gesellschaft und deren Anliegen im Vordergrund stehen und Unternehmen durch freiwillige Leistungen im Umweltund Sozialbereich zu einer Verbesserung der Lebensqualität beitragen sollen, ist das eng verwandte Konzept des „Corporate Sustainability (CS)“ („Unternehmerische Nachhaltigkeit“ oder „Nachhaltigkeitsorientierte bzw. -verpflichtete Unternehmensführung“) breiter und tiefer angelegt. Corporate Sustainability ist breiter angelegt, da es auf die dauerhafte Sicherung der Lebensgrundlagen des unternehmerischen Erfolges abstellt, indem es das Prinzip der Erhaltung und Wertsteigerung des ökonomischen Kapitals (Finanzkapital, Realkapital, intellektuelles Kapital) auf das ökologische Kapital (natürliche Ressourcen und Senken, ökologische Systeme und Kreisläufe) und auf das soziale Kapital (Human- und gesellschaftliches Kapital als soziales Kapital) umlegt.863 Corporate Sustainability ist tiefer angelegt, da dessen Bedingungsrahmen durch die Erschöpflichkeit des physischen Seins bestimmt ist. Gemeinsam ist beiden Konzepten der Verantwortungsbezug. Während verantwortungsvolles unternehmerisches Handeln bei Corporate Social Responsibility bereits begrifflich zum Ausdruck kommt, impliziert „Corporate Sustainability“ verantwortungsvolles unternehmerisches Handeln. Zugleich verfügen Unternehmen über eine gesellschaftliche Macht und Ressourcen, aus denen allein schon eine Verantwortung folgt. 864 Bei der Umsetzung von CSR- und CS-Konzepten spielen Stakeholder (Anspruchsgruppen) eine zentrale Rolle. Die derzeit diskutierten CS-Konzepte, d.h. die Konzepte der nachhaltigkeitsorientierten Unternehmensführung setzen spezifische Schwerpunkte bei der Identifikation der Anforderungen an die Unternehmensführung, was nicht zuletzt aus unterschiedlichen Zugängen zur Thematik der Nachhaltigkeit resultieren kann. In dieser Arbeit werden die Corporate Sustainability-Konzepte von Unternehmen unter zwei Aspekten fokussiert. Zum einen bildet die Marktwirtschaft mit ihren Wettbewerbskräften einen äußeren Bedingungsrahmen und zum anderen wird unternehmerische Nachhaltigkeit unter dem Blickwinkel der (selbstverpflichteten) kritisch-ökologischen Nachhaltigkeit gestellt 865

862 863 864 865

Ausführlich zu Entwicklung von CSR und CR siehe Bassen/Jastram/Meyer 2005. Vgl. Gminder et al. 2002, S. 95 ff. Hierzu umfassend Jonas 1979. Siehe hierzu die Corporate Sustainability-Strategien in Kapitel 4.1.5.

189 2.5.2

Wahrnehmung ökologischer Verantwortung durch Identifikation und Wahl von ökologischen Anspruchsgruppen

Es sind die gesellschaftlichen Diskurse, die darüber entscheiden, wie die natürliche Umwelt als Ganzes und ihre Einbettung in die Gesellschaft wahrgenommen wird. Je nach Land, Kultur und den damit verbundenen sozialen und ökonomischen Faktoren können gegebene negative Umweltwirkungen und ökologische Ansprüche sehr stark voneinander abweichen.866 Gerade für global tätige Unternehmen ist dies von großer Bedeutung. Welche ökologischen Wirkungsmechanismen, Ergebnisse und Gegebenheiten in der Gesellschaft wie wahrgenommen und als erwünscht oder unerwünscht bewertet werden, hängt primär davon ab, welchen Stellenwert die übergeordneten ökologischen Schutzgüter im Verhältnis zu anderen gesellschaftlichen Zielen haben867. Eine besondere Rolle nehmen hierbei Anspruchsgruppen (Stakeholders) ein. Als Anspruchsgruppen werden alle Personen, Gruppen und Institutionen bezeichnet, „[…] die einen Einfluss auf die Erreichung der Unternehmensziele nehmen oder deren eigene Zielerreichung vom Unternehmen beeinflusst werden kann“868. Ökologische Ansprüche sind von Unternehmen bei der Strategiebestimmung zu beachten, da sie früher oder später, direkt oder indirekt für die betriebliche Tätigkeit sowie die Reputation relevant werden können. Hier treten nun zwei Fragenkreise auf: (1) Von welchen Anspruchsgruppen werden ökologische Ansprüche (vor allem auf Grundlage von Umweltbelastungen und -schäden) aufgegriffen und werden in der Folge auf welchen Wegen an das Unternehmen herangetragen? (2) Wie identifiziert das Unternehmen mögliche Anspruchsgruppen bzw. Betroffene der betrieblichen Umweltwirkungen, geht in der Folge auf sie zu und setzt seine unternehmerische Verantwortung konkret um? ad (1) Zur funktionalen Erklärung des ökologischen Transformationsprozesses869 (Weg der negativen Umweltwirkungen von ihrer Wahrnehmung bis zu ihrer Lösung im Rahmen ökologieorientierter Wettbewerbsfelder) unterscheiden Belz, Dyllick, Hummel und Schneidewind drei unternehmensexterne Lenkungssysteme:870 „Öffentlichkeit“, „Staat/ Politik“ und „Markt“. Während die Wirkung der Öffentlichkeit auf dem Einsatz öffentlichen Drucks basiert, setzen Staat bzw. Politik auf den Wirkungsmechanismus staatlicher Regulierungs-

866 867 868

869 870

Vgl. Rüegg-Stürm 2003, S. 25. Vgl. Hahn 2001, S. 31. Lechner/Egger/Schauer 2006, S. 87. Diese Anspruchsgruppendefinition wird – den folgenden Ausführungen zum Anspruchsgruppenkonzept vorgreifend – auf das strategische ebenso wie auf das normativ-kritische Anspruchsgruppenkonzept angewendet. Vgl. Dyllick/Belz/Schneidewind 1997, S. 5 ff. Vgl. Belz 1994, S. 51 ff., Dyllick/Hummel 1996, S. 13 und Dyllick/Belz/Schneidewind 1997, S. 25 ff.

190 instrumente. 871 Das System Markt gründet schließlich auf der Lenkungswirkung von Angebot und Nachfrage. Institutionell betrachtet werden ökologische Forderungen von Anspruchsgruppen an das Unternehmen herangetragen. Die Anspruchsgruppen repräsentieren die jeweiligen ökologischen Forderungen obiger Lenkungssysteme, jedoch bedienen sich manche Stakeholder – zuvorderst die Schlüsselakteure – zur Durchsetzung ihrer Ansprüche mehrerer Lenkungssysteme. 872 Zu unterscheiden sind interne und externe Anspruchsgruppen. Entsprechend der Logik des ökologischen Transformationsprozesses werden externe Anspruchsgruppen in marktliche Anspruchsgruppen (vor allem Kunden, Lieferanten, Anteilseigner, Kreditgeber, Versicherungen, Verbände, Gewerkschaften), öffentliche Anspruchsgruppen (Medien, Umweltgruppen, Anrainer, Kirchen, Bildungseinrichtungen und andere Gruppen der interessierten Öffentlichkeit) und politisch-rechtliche Anspruchsgruppen (vor allem Behörden/ Verwaltungsorgane, Gerichtsbarkeit, Kammern, Parteien und Politiker) unterteilt. Zu den

internen Anspruchsgruppen gehören Management und Mitarbeiter in einzelnen Unternehmensbereichen (Beschaffung, Produktion, Absatz, etc.) und Unternehmenseinheiten (Stammhaus, Werksstandorte, Tochterunternehmen, etc.).873 Hinsichtlich des Verlaufes der ökologischen Ansprüche unterscheiden Dyllick/Belz/ Schneidewind den direkten ökologischen Transformationsprozess (negative Umweltwirkungen werden von der Öffentlichkeit wahrgenommen und direkt an das Unternehmen herangetragen) und den klassischen, indirekten ökologischen Transformationsprozess (negative Umweltwirkungen werden von der Öffentlichkeit wahrgenommen, an Staat/Politik weitergegeben und von dort via Regulierungsinstrumente an die Unternehmen herangetragen). In der Praxis als Einzelfälle anzutreffen sind jene Unternehmen, die verursachte negative Umweltwirkungen von sich aus thematisieren, d.h. ohne dass externe Lenkungssystemen im Vorfeld agiert haben. ad (2) Eine Unternehmung in einem marktwirtschaftlich ausgerichteten Wirtschaftssystem ist niemals Selbstzweck. Ihre Geschäftstätigkeit soll einerseits einen angemessenen ShareholderValue hervorbringen sowie einen gesellschaftlichen Nutzen stiften. Dazu steht das Unternehmen in Interaktion mit verschiedenen Anspruchsgruppen in der Gesellschaft. Jedes Unternehmen muss sich grundsätzlich überlegen, welche Anspruchsgruppen in besonderer Weise in Bezug zu ihrer Wertschöpfung stehen und/oder von einer allfälligen Schadschöpfung betroffen sind.

871 872 873

Zum Einsatz staatlicher umweltpolitischer Instrumentarien siehe ausführlich Wicke 1991, S. 167 ff. Ausführlich hierzu Dyllick/Belz/Schneidewind 1997, S. 40 ff. Vgl. Prammer 1998, S. 14 ff.

191 Die Wahl der Anspruchsgruppen innerhalb der – zuvor entsprechend differenzierten Lenkungssysteme – muss für jeden Einzelfall neu bedacht und spezifiziert werden.874 Die Wahl der Anspruchsgruppen kann aus dem Blickwinkel eines (2a) strategischen oder eines (2b) normativ-kritischen (ethischen) Anspruchsgruppenkonzeptes erfolgen, wobei diese Sichtweisen sich nicht gegenseitig ausschließen. ad (2a) Die auf Freeman 875 zurückgehenden strategischen Anspruchsgruppenkonzepte orientieren sich bei der Auswahl der relevanten Anspruchsgruppen vor allem an der Wirkmächtigkeit der Ansprüche im Hinblick auf die Zukunftssicherung der Unternehmung. Im ökologischen Kontext rückt die Verfügungsmacht bestimmter einflussreicher Gruppen über knappe natürliche Ressourcen ebenso in den Vordergrund wie die Sanktionsmacht von Betroffenen der unternehmerischen Schadschöpfung. 876 Das steuernde Element bei der Austragung der Interessenskonflikte ist die machtpolitische Durchsetzbarkeit der Ansprüche durch die beteiligten Akteure. ad (2b) Das - maßgeblich auf Peter Ulrich 877 zurückgehende - normativ-kritische (ethische) Anspruchsgruppenkonzept anerkennt die Ansprüche aller Menschen, unabhängig von Einflussmöglichkeit, Macht und Stellung, die faktisch oder potentiell von positiven oder negativen Wirkungen der unternehmerischen Tätigkeit tangiert sind878. Relevantes Kriterium ist nicht die Wirkmächtigkeit der Ansprüche, sondern alleine deren ethisch begründbare Legitimität. Das Regulativ bei der verständigungsorientierten Austragung der Interessenskonflikte bildet eine sorgfältige ethische Abwägung und Legitimierung der Ansprüche.879 Fazit: Handlungen und Entscheidungen eines Unternehmen im (sozial-)ökologischen Kontext werden erst dann als rational angesehen, wenn die Ansprüche wenig oder nicht wirkmächtiger Betroffener - im Sinne einer ethischen Selbstverpflichtung - ebenso Berücksichtigung finden wie die Anliegen einflussreicher Gruppen der Gesellschaft. Für die Bestimmung der Relevanz von Ansprüchen wird daher das strategische Anspruchsgruppenkonzept bejaht, dieses ist aber normativ-kritisch „anzureichern“. 874 875 876 877 878 879

Vgl. Rüegg-Stürm 2003, S. 29. Vgl. Freeman 1984. Vgl. Rüegg-Stürm 2003, S. 29. Vgl. Ulrich 2001, S. 442 f. und Ulrich 2004, S. 21. Dazu zählen beispielsweise Kinder, deren Lebenswerte vielfach nicht angemessen vertreten werden. In diesem Zusammenhang stellt der Verfasser dem „verständigungsorientierten Entscheiden und Handeln“ das „erfolgsorientierte Entscheiden und Handeln“ gegenüber. Ersteres ist originäre Quelle von Vernunft und darauf ausgerichtet, durch einen Diskurs von - als gleichwertig anzusehenden - Partnern (Spracheinsatz) einen Konsens bei Interessenskonflikten zu erzielen. Zweiteres ist Ausdruck abgeleiteter Vernunft, d.h. es ist hierfür eine gesellschaftliche Legitimation erforderlich. Erfolgsorientiertes Entscheiden und Handeln ist durch den (tendenziell sprachfreien) Einsatz von Geld und Macht charakterisiert und (lediglich) auf die Erzielung eines Kompromisses zwischen den Beteiligten ausgerichtet. Vgl. ausführlich Prammer 1998, S. 21 ff.

192 2.5.3

Einfluss der ökologischen Betroffenheit des Unternehmens auf dessen Zielsystem und Verhaltensorientierung

Bei der ökologischen Betroffenheit eines Unternehmens handelt es sich um einen Zustand, dessen Entstehung von objektiven und subjektiven Faktoren abhängt. 880 Im vorigen Kapital wurde ausgeführt, dass in den meisten Fällen die Wahrnehmung negativer Umweltwirkungen nicht durch die Unternehmen selbst erfolgt, vielmehr sind Auslöser und Verstärkermechanismen der Sensibilisierung vor- und zwischengeschaltet. Diese bestimmen die objektive Betroffenheit des Unternehmens, also das Ausmaß ökologischer Ansprüche und die daraus zu erwartenden Anreize und Sanktionspotentiale. Gemessen wird die objektive Betroffenheit indirekt über die Stärke einzelner Faktoren. Zunächst sind Branche und Land als Umfeldbedingungen zu nennen. 881 Im engeren Umfeld des Unternehmens 882 sind dies etwa die Anzahl der Anspruchsgruppen, der Grad der Beeinträchtigung unternehmerischer Ziele durch deren Forderungen und Ansprüche, das tatsächliche Ausmaß der vom Unternehmen ausgehenden Umweltwirkungen und – oft, aber nicht zwingend im Zusammenhang damit – die Höhe der zu internalisierenden Umweltschutzkosten.883 Im Schrifttum wird bei der inhaltlichen Interpretation des Begriffes meistens der Schwerpunkt auf die subjektiven Faktoren gelegt.884 Die subjektive Betroffenheit wird wesentlich von zwei Komponenten bestimmt; und zwar von den (umwelt)ethischen Überzeugungen der Mitglieder der Unternehmensführung sowie von der - durchaus unterschiedlich empfundenen – Intensität ökologischer Forderungen und Ansprüche, die an das Unternehmen von den (unten näher erläuterten) Lenkungssystemen Öffentlichkeit, Politik/Staat und Markt herangetragen werden. Die ökologische Betroffenheit kann auch im stofflich-energetischen und im sozioökonomische Kontext interpretiert werden.885 Während die stofflich-energetische Ebene die vom Unternehmen ausgehenden naturwissenschaftlich messbaren Beiträge zu Umweltwirkungen beinhaltet, bezieht sich die sozio-ökonomische Ebene auf die von verschiedenen Anspruchsgruppen an die Unternehmung herangetragenen ökologieorientierten Forderungen etwa in Form von Werthaltungen und verändertem Nachfrageverhalten. Letzteres knüpft an die oben skizzierte Perspektive der subjektiven und der objektiven ökologischen Betroffenheit an. Die enge Verbindung der stofflich-energetischen und der sozio-ökonomischen Ebene wird

880 881 882 883 884 885

Vgl. Hammerl 1994, S. 67 f. Vgl. schon Sprenger 1981, S. 3. Die Unternehmensgröße ist kein signifikanter Faktor für die Betroffenheit (vgl. Dyllick 1989, S. 4). Zur Bestimmung der objektiven Betroffenheit vgl. Kirchgeorg 1990, S. 87. Vgl. Schulz 1998, S. 186. Vgl. Dyllick/Belz 1994, S. 15 f. und Dyllick/Belz/Schneidewind 1997, S. 5 f.

193 dadurch deutlich, dass die Erfassung der betrieblichen Stoff- und Energieflüsse alleine nicht ausreicht, um Aussagen über die ökologische Betroffenheit zu machen. Vielmehr erlangen die Stoff- und Energieflüsse ihre Bedeutung für das Unternehmen als Auslöser von Umweltwirkungen und Strategieimplikation erst aufgrund der Bewertung durch gesellschaftliche Anspruchsgruppen. Umgekehrt können Ursachen für Veränderungen auf der sozioökonomischen Ebene besser verstanden werden, wenn ergänzende Informationen auf stofflich-energetischer Ebene vorliegen. Um ein möglichst vollständiges Bild von den potentiell relevanten Umweltwirkungen zu erhalten, ist es sinnvoll, an den verschiedenen Einwirkungsarten auf die natürliche Umwelt anzusetzen. 886 (siehe Abb. 2-6). Mit den Anspruchgruppen sind es die Push-/Pull-Faktoren, die die Unternehmensziele von außen bestimmen. Während die Ökologie-Push-Faktoren die gesellschaftliche Betroffenheit des Unternehmens zum Ausdruck bringen (Druck auf das Unternehmen durch gesetzliche Auflagen, Forderungen von Bürgerinitiativen, kritische Medien u.a.), zeigen die ÖkologiePull-Faktoren die marktbezogene Betroffenheit auf (Erzielung von Wettbewerbsvorteilen durch Erfüllung von Kunden- und Handelsforderungen, Hineingezogen-Werden in neue Märkte durch produktbezogene Umweltgesetzgebung)887. Während noch bis Mitte der 1980er Jahre Ökologie-Push-Faktoren in Form gesetzlicher Auflagen ausschlaggebend für die Gestaltung des unternehmerischen Zielsystems gewesen sind, beeinflussen seit Mitte der 1990er Jahre in zunehmendem Maß auch Ökologie-Pull-Faktoren die Zielsetzungen im Unternehmen. 888 In der jüngsten Vergangenheit wurden wieder Regelungen zur verpflichteten Offenlegung von Informationen über erbrachte Leistungen im Umweltschutz („ÖkologiePush“) nachjustiert: Gemäß EU-Modernisierungsrichtlinie 2003/51/EG und deren Umsetzung in §§ 243 und 267 HGB nach dem Rechnungslegungsänderungsgesetz 2004 müssen große Kapitalgesellschaften seit 1. Jänner 2005 zusätzliche nichtfinanzielle Leistungsindikatoren mit Nachhaltigkeitsbezug (Umwelt- und Arbeitnehmerbelange) in (Konzern-)Lageberichten veröffentlichen. Unternehmen sowie Analysten und Investoren – die wichtigste Zielgruppe für die Lageberichte – stufen „Nachhaltigkeits-Leistungsindikatoren“ als wichtig oder sehr wichtig ein, um eine angemessene Gesamtbewertung von Geschäftsverlauf, Lage und voraussichtliche Entwicklung der Unternehmen durchführen zu können.889

886 887 888

889

Siehe hierzu Kapitel 2.4.2.1.2. Vgl. Meffert/Kirchgeorg 1993b, S. 105 und Meffert/Kirchgeorg 1998, S. 260 ff. Die marktfaktorenbedingte ökologische Betroffenheit (Kunden, Handel, Verbraucherorganisationen) wurde in einer empirischen Studie von Meffert/Kirchgeorg 1988 noch mit 35% ausgewiesen. In der Vergleichsstudie im Jahr 1994 stieg diese auf 44% an. In den gleichen Studien sank die gesellschaftsbezogene ökologische Betroffenheit (Staat/Behörden, Medien, Bürgerinitiativen) von 15% im Jahr 1988 auf 13% im Jahr 1994. Vgl. hierzu ausführlich Meffert/Kirchgeorg 1998, S. 262. Vgl. Hesse 2007, S. 36.

194 Eine hohe ökologische Betroffenheit des Unternehmens führt dazu, dass inhaltliche und verhaltensmäßige Aspekte des Umweltschutzes bzw. der Nachhaltigkeit verstärkt in der Unternehmenspolitik und im Zielsystem ihre Berücksichtigung finden.890 Für Planung und erfolgreiche Umsetzung einer ökologieorientierten Strategie muss jedoch die Betroffenheit der Branche bekannt sein. 891

2.6

Betriebliche Grundhaltungen zu Umweltschutz und Nachhaltigkeit im Kontext des betrieblichen Zielsystems

Jede Unternehmensphilosophie ist im Kern inhaltlich geprägt von grundlegenden Annahmen über Werte und von einem ihnen entsprechenden Verhalten.892 Sie wird vielfach in einer schriftlich fixierten Unternehmenspolitik (auch Unternehmensgrundsätze oder -leitlinien genannt) sichtbar gemacht. Diese beinhaltet die allgemeinen Zielvorstellungen und Werte der Unternehmung und bildet damit die Basis für die Bestimmung von Unternehmenszielen.893 Somit sind Unternehmensziele „normative Aussagen über die Zukunft“894, deren Festlegung mit Wertorientierungen verbunden ist, und die gegebenenfalls zu explizieren sind, „indem deutlich gemacht wird, auf welche ’Auffassungen des Wünschenswerten’ (Werte nach Kluckhohn 1951) ein konkret ’Gewünschtes’ (Ziel) zurückgeht“895.

2.6.1

Zur Integration des Unternehmenszieles „Umweltschutz“ bzw. „Nachhaltigkeit“ in das Zielsystem

Ohne Zielsetzung im Unternehmen ist keine rationale Planung möglich. Denn erst durch eine Zielsetzung wird die Auswahl einer optimalen Gestaltungsalternative zur Lösung eines

890

891 892 893

894 895

Zur Verknüpfung von „Verhaltensorientierung“ und „Stellung des Umweltschutzes im Zielsystem“ zu Strategietypen im Umweltschutz siehe Kapitel 2.9.3. Vgl. schon Menth 1989, S. 50. Vgl. Bleicher 2001, S. 89 ff. Voraussetzung für die Steuerungseigenschaft und Kontrollierbarkeit von Unternehmenszielen ist, dass sie hinreichend operationalisiert sind. Hierbei können folgende Bestimmungsmerkmale unterschieden werden (vgl. Wild 1980, S. 58 f.): (a) Das Zielobjekt (Zielinhalt), das die Bestrebungen der betrieblichen Entscheidungsträger zum Ausdruck bringt; (b) der Zielmaßstab, mit dem festgelegt wird, wie der Zielinhalt gemessen werden soll („Messvorschrift“; vgl. hierzu Heinrich/Burgholzer 1987, S. 136 ff.); (c) das angestrebte Ausmaß der Zielerreichung (Zielniveau, -ausmaß, -betrag), das oft vom Zielniveau anderer Zielsetzungen abhängt. Das Zielausmaß kann auch durch Höhenpräferenz charakterisiert werden, d.h. durch Verfolgung von Extremierungs-, Satifizierungs- oder Fixierungszielen (vgl. hierzu Bidlingmaier/Schneider 1976, Sp. 4738 f., Heinen 1976a, S. 117 ff, Heinen 1976b, S. 82 ff.) sowie (d) die Geltungsdauer (Zielzeitraum), die den Zeitraum festlegt, in dem das angestrebte Zielniveau erreicht werden soll. Wittkämper 1972, S. 35. Stähle 1987, S. 124.

195 Problems möglich, d.h. dass mögliche Lösungsalternativen in eine eindeutige Rangordnung gebracht werden können. 896 Unternehmensziele können in Formalziele und in Sachziele unterteilt werden. Formalziele897 sind Ziele, deren Inhalte sich nicht direkt am Prozess der betrieblichen Leistungserstellung ausrichten, sondern (vordergründig) am finanzwirtschaftlichen Erfolg dieses Prozesses im Zusammenhang mit dem Erhalt des Unternehmens. Das „klassische“ Formalziel ist die langfristige Gewinnmaximierung. Sie ist als Ausdruck des erwerbswirtschaftlichen Prinzips bei privaten Unternehmen anzutreffen. Andere Inhalte für Formalziele sind etwa Rentabilität, Umsatz und Marktanteil.898 Die Formalziele spiegeln vor allem die Motive und Zielvorstellungen der Unternehmungsführung wider. Als Mittel zur Erreichung von Formalzielen dienen die Sachziele. Sachziele beziehen sich auf „den materiellen Zustand […], der in der Zukunft erreicht werden soll“899. Sie beschreiben Art und Menge der Güter und Dienstleistungen eines Unternehmens sowie Ort und Zeit ihrer Herstellung und ihres Absatzes. Sie definieren die Aufgaben in einzelnen betrieblichen Funktionsbereichen und beziehen sich damit unmittelbar auf den Prozess der betrieblichen Leistungserstellung. 900, 901 Eine starke Ausprägung von Sachzielen bedeutet eine „sachinhalt-

liche Verpflichtung zu einer ganz bestimmten Marktversorgung als Leistungsauftrag“ 902. Diesbezügliche endogene Sachziele 903 drücken das Bestreben der Unternehmung aus, selbst Standards qualitäts- und leistungsbezogener Art zu setzen. Exogene Sachziele hingegen werden von außen - etwa von staatlichen Organen - vorgegeben. Werden Sachziele ausschließlich von finanzwirtschaftlichen Formalzielen abgeleitet, d.h. sind sie schwach ausgeprägt, so tritt die Nutzenstiftung im Sinne einer Bereitstellung von Gütern und Dienstleistungen am Markt zugunsten der Erzielung eines monetären Nutzens für Investoren und Eigentümer zurück.

896 897 898

899 900 901

902 903

Vgl. Adam 1996, S. 99 ff. Zum Begriff der Formalziele vgl. schon Heinen 1976b, S. 90 oder Kern 1974, S. 50. Bei privaten Unternehmen ist in der Regel die langfristige Gewinnmaximierung Formal- und Oberziel. Bei öffentlichen Unternehmen ist - bei einem definierten Versorgungsauftrag - das einzuhaltende Formal- und Oberziel die Kostenwirtschaftlichkeit, d.h. die langfristige Deckung der Vollkosten. Grochla 1970, Sp. 1305. Vgl. Rückle 1993, Sp. 1927 f. Ein F&E-bezogenes Sachziel könnte etwa die Entwicklung von hochfesten Zugseilen aus Cellulosefasern (nachwachsende Rohstoffe) bis zum Jahre 200x sein. Ein produktionsbezogenes Sachziel könnte etwa die Verminderung der - durch den Hauptprozess am Betriebsstandort induzierten – Treibhauspotentiale pro Produkteinheit in der nächsten Abrechnungsperiode um den Prozentsatz Y gegenüber der laufenden Periode sein. Bleicher 2001, S. 170 Vgl. Kirschten 1998, S. 160 f.

196 Bei der Zielplanung eines Unternehmens sind immer mehrere Ziele zu berücksichtigen, die zueinander in einem bestimmten Verhältnis stehen. Zum Aufbau eines Zielsystems ist die Analyse dieser Zielbeziehungen erforderlich. Welche Stellung ein Umwelt(schutz)ziel904 im Zielsystem einnimmt und wie eine mögliche Zielhierarchie beschaffen sein kann, zeigen folgende Überlegungen: 905 Im Rahmen einer Zielhierarchie müssen Oberziele festgelegt werden und durch Unterziele ergänzt werden. Unterziele dienen ausschließlich der Erreichung von Oberzielen (vertikale Struktur, Mittel-Zweck-Beziehung) und stehen daher stets in einem komplementären (harmonischen) Verhältnis906 zu ihnen. So ist etwa ein Umweltziel ein Unterziel, wenn die entsprechenden Umweltschutzmaßnahmen nur zur Erreichung des Oberziels „Sicherung des Ertragszieles“ dient. Auf gleichem Rang befindlich (horizontale Struktur) können Ziele in einem komplementären, in einem konkurrierenden (konfliktären) 907 oder in einem indifferenten (neutralen) 908 Verhältnis zueinander stehen. 909 Verhalten sich Umweltziel und Gewinnziel komplementär, so sind die durch die umgesetzten Umweltschutzmaßnahmen anfallenden Kosten kleiner als der damit verbundene Nutzen in Form von Kosteneinsparungen und/oder Erlössteigerungen. Die Umsetzung der Umweltschutzmaßnahmen steigert den Gewinn. Verhalten sich Umwelt- und Gewinnziel konkurrierend, so wird durch die Umsetzung der Umweltschutzmaßnahmen der Gewinn verringert. Unterstellt wird hierbei, dass die Umweltschutzmaßnahmen in der betrachteten Periode keinen Nutzen in Form von Erlössteigerungen und/oder Kosteneinsparungen auslösen oder dieser geringer ist als die durch die umgesetzten Umweltschutzmaßnahmen anfallenden Kosten. Muss ein Unternehmen unter diesen Bedingungen Umweltschutzmaßnahmen setzen, um etwa Umweltauflagen einzuhalten, so wird es versuchen, die erforderlichen Maßnahmen kostenminimal zu erfüllen. Werden freiwillige Umweltschutzmaßnahmen durchgeführt, obwohl Gewinnmaximierung und Umweltschutz konkurrierende Ziele sind, so sinkt durch die freiwillige Umweltschutzmaßnahme der Gewinn, d.h. die durch die umgesetzten Umweltschutzmaßnahmen anfallenden Kosten sind größer, als der daraus resultierende ökonomische Nutzen. Während die anfallenden Kosten

904 905 906 907

908 909

Die Begriffe „Umweltziel“ und „Umweltschutzziel“ werden synonym verwendet. Vgl. hierzu auch Letmathe 1998, S. 19 f. Die Erreichung des einen Ziels fördert die Erreichung des anderen Ziels. Die Erreichung des einen Ziels hindert die Erreichung des anderen Ziels. Eine Sonderform ist die unvereinbare Zielbeziehung, bei der die Erreichung des einen Ziels die Erreichung des anderen Ziels ausschließt. Die Erreichung des einen Ziels tangiert die Erreichung des anderen Ziels nicht. Vgl. Bidlingmaier/Schneider 1976, Sp. 4733 f., Heinen 1978, S. 50 f., Meffert/Kirchgeorg 1998, S. 48. und Prammer 1998, S. 92 f.

197 meist unschwer erfassbar sind, ist es oft schwierig, den nicht direkt messbaren ökonomischen Nutzen von freiwilligen Umweltschutzmaßnahmen, etwa Absatzsteigerungen aufgrund der Profilierung des Unternehmens als Umweltpionier am Markt abzuschätzen. Bei konkurrierenden Zielbeziehungen muss zwischen Haupt- und Nebenzielen unterschieden werden, d.h. es sind Zielprioritäten zu formulieren.910 Es bestehen mehrere Möglichkeiten, das Verhältnis zwischen Haupt- und Nebenzielen im betrieblichen Zielsystem zu berücksichtigen: Es können die Ziele direkt in die Zielfunktion911 aufgenommen werden und/oder sie werden als Nebenbedingung912 berücksichtigt. Werden mehrere konkurrierende Ziele direkt in die Zielfunktion aufgenommen und sind die Zielgrößen gegenseitig substituierbar, so sind die Ziele zu gewichten, d.h. es müssen Austauschregeln zwischen den Zielinhalten gefunden werden. 913 Funktionieren diese Austauschregeln nur innerhalb gewisser Bandbreiten, so sind die Grenzen durch Nebenbedingungen anzugeben, die es in jedem Fall einzuhalten gilt.914 Unter bestimmten Umständen ist es zweckmäßig, dass für das Hauptziel ein maximales Zielniveau bestimmt wird. Bei Erreichen dieses Zielniveaus wird keine weitere Erhöhung mehr angestrebt, sondern das Hauptziel wird zur einzuhaltenden Nebenbedingung innerhalb des Zielsystems. 915 Betriebliche Umweltziele sind dann Sachziele, wenn sie sich auf die Erstellung von Sachund/oder Dienstleistungen beziehen. Das Spektrum reicht hierbei von der reaktiven Einhaltung gesetzlicher Umweltschutzauflagen und der Erfüllung vom Kunden „diktierter“ einschlägiger vertraglicher Vereinbarungen (exogene Sachziele) bis zur proaktiven Suche nach neuen, ökologisch kompatiblen Lösungen in der gesamten Wert- und Schadschöpfungskette (endogene Sachziele).

910 911

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914

915

Vgl. Heinen 1991, S. 16. Eine Zielfunktion erfasst die Ziele des Entscheidungsträgers in Entscheidungsmodellen des Operations Research (vgl. Heinen 1991, S. 16). Nebenbedingungen geben an, in welchem Bereich die Entscheidungsalternativen variieren können. Konkret: „Auf wieviele Einheiten von Ziel X muss verzichtet werden, wenn eine Einheit von Ziel Y zusätzlich realisiert wird?“. Anstatt von Nebenbedingungen spricht Schreiner hier von Restriktionen, die im Sinne einer austauschbaren „Ziel-Restriktions-Konstellation“ selbst als Unternehmensziel gewählt werden können. Begrenzt wird dieses Ziel von jenem Inhalt, der vorher als Ziel formuliert war und nun zur Restriktion geworden ist (austauschbare Zielkonkurrenz). Vgl. Schreiner 1993, S. 30. Etwa kann das unbedingte Einhalten eines bestimmten Umweltschutzniveaus als Nebenbedingung gestellt werden. Vgl. Bamberg/Coenenberg 1996, S. 49 f. Als Beispiel können Gewinnerzielung und Reinigungsleistung einer additiven Umweltschutzanlage (mit internem Recycling) genannt werden. Hier können Fälle auftreten, dass ab einem bestimmten Reinigungsgrad weitere Reinigungsmaßnahmen nicht mehr zu einer Gewinnsteigerung beitragen, sondern sogar zu Einbußen beim Gewinnziel führen können. D.h. ab diesem Punkt wären Gewinnmaximierung und Reinigungsleistung konkurrierende Ziele. Es ist nun denkbar, dass beim Hauptziel der Gewinnerzielung ein befriedigendes Gewinnniveau festgelegt wird, bei dessen Erreichen die Reinigungsleistung aus Umweltschutzgründen zwar erhöht wird, jedoch nur mehr soweit, dass der Gewinn zumindest konstant gehalten werden kann.

198 Wird ein betriebliches Umweltziel als Formalziel betrachtet, so hat der Umweltschutz in Unternehmensphilosophie und Unternehmenspolitik Eingang gefunden und erhält zunächst die Stellung eines Oberzieles im betrieblichen Zielsystem.916 Im Hinblick auf die langfristige Erhaltung der Wettbewerbsfähigkeit können Umweltziele als Formalziele jedoch nur im Kontext mit ökonomischen Formalzielen betrachtet werden. In diesem Fall können komplementäre, konkurrierende und indifferente Zielbeziehungen auftreten. In zahlreichen empirischen Untersuchungen wurde festgestellt, dass die Betrachtung des Umweltschutzes als Erfolgspotential immer mehr an Bedeutung gewinnt917, d.h. dass bis zu einem bestimmten, anzustrebenden Umweltschutzniveau die (horizontale) Beziehung zwischen Umweltzielen und ökonomischen Zielen komplementär ist, da durch Maßnahmen der Ressourceneinsparung, Rückstands- und Emissionsminderung langfristig nicht nur Kosten gesenkt, sondern auch eine Imageverbesserung und Absatzsteigerung erzielt werden können.

2.6.2

Umweltschutz im Kontext der Verhaltensausrichtung

Neben den oben beschriebenen möglichen Stellungen des Umweltschutzes im Zielsystem des Unternehmens einschließlich seiner Stellung als Formal- oder Sachziel ist die Frage der Verhaltensausrichtung zum Umweltschutz für mögliche Grundhaltungen von Bedeutung. Umweltbezogene Verhaltensausrichtungen werden durch die mehr oder weniger starke Ausprägung von ein oder mehreren Merkmalen charakterisiert918, etwa nach „Zeitpunkt und Richtung der Strategie“ und/oder nach dem „Ausmaß der Anpassung“. Am weitaus häufigsten werden im Schrifttum Zweiteilungen verwendet, die die Verhaltensausrichtung (oder Strategien) als „aktiv/passiv“, „offensiv/defensiv“ oder „proaktiv/reaktiv“ kennzeichnen. Diese Begriffspaare werden oft synonym verwendet, auch wenn ihre Bezeichnungen nicht unbedingt gleiche Inhalte beschreiben. Vielmehr scheint die Wahl der Formulierung mehr intuitiv und willkürlich als inhaltlich begründet. 919 Darüber hinaus sind Einteilungen entwickelt worden, die versuchen, die Überlappungen und Randbereiche der obigen Begriffspaare zu erfassen.920 Durchgesetzt haben sich bei den 916

917

918 919 920

Strebel hält fest, dass der Schutz der Umwelt vorerst eine gesellschaftliche Zielsetzung ist, d.h. im einzelwirtschaftlichen Zielsystem ein Bündel heteronom vorgegebener Sachziele ist (vgl. Strebel 1980, S. 49). Vorstellungen über die Weiterentwicklung der unternehmerischen Rahmenbedingungen können für die betrieblichen Entscheidungsträger jedoch auch Anlass sein für eine unternehmensstrategisch induzierte Antizipation zukünftiger erwarteter gesellschaftlicher Vorgaben sein. Zielsetzungen im betrieblichen Umweltschutz erfolgen damit bereits autonom. Vgl. Prammer 1998, S. 94. Vgl. etwa Raffée/Förster/Fritz 1992, Meffert/Kirchgeorg 1993b, S. 38 und Umweltbundesamt Berlin 1994, S. 2/96. Vgl. Antes 1996, S. 159. So auch Meuser 1995, S. 34 f. Vgl. hierzu Antes 1996, S. 165 (Abb. 24) und Meuser 1995, S. 35 (Abb. 4).

199 Mehrfachunterscheidungen die Typologien von Kirchgeorg 921 („Widerstand/ Passivität/ Rückzug/Anpassung/Innovation/Antizipation“) und Steger 922 („Indifferenz/Risikoorientierung/Chancenorientierung/Innovationsorientierung“). Im Sinne einer möglichst klar abgrenzbaren Typisierung bietet sich die Differenzierung in eine offensive und eine defensive Ausrichtung an, die auch von Vertretern der Mehrfachunterscheidung als sinnvolle Verdichtung erachtet wird.923 Tabelle 2-9 gibt einen Überblick über die am häufigsten verwendeten Begriffspaare zur Charakterisierung einer defensiven bzw. offensiven Verhaltensausrichtung im Umweltschutz, wobei Überschneidungen bei den Begriffsinhalten unvermeidlich sind. Defensive Ausrichtung im Umweltschutz reaktiv statisch passiv beschränkend anpassend isoliert individuell intern orientiert misserfolgsmeidungsorientiert unternehmensbezogen Sachzwänge Hinnahme Gegenwartsorientierung Orientierung an externen Vorgaben Implizite Festlegung von Umweltzielen (Problematik der Kontrolle/Prüfung nicht erreichter Umweltziele)

Offensive Ausrichtung im Umweltschutz proaktiv dynamisch aktiv beeinflussend innovativ integriert kooperativ extern orientiert erfolgsorientiert anspruchsgruppenbezogen eigenständige Konzeption Gestaltung Zukunftsorientierung Selbstverpflichtung Explizite Festlegung von Umweltzielen

Tab. 2-9: Begriffspaare zur Charakterisierung einer defensiven und einer offensiven Verhaltensausrichtung 924

Eine defensive Ausrichtung im Umweltschutz ist dadurch gekennzeichnet, dass Umweltschutzmaßnahmen lediglich im unvermeidlichen, vom Staat, Öffentlichkeit oder Markt vorgegebenem Maß ergriffen werden. Das Unternehmen entwickelt keinen langfristigen Verhaltensplans, sondern nimmt nur reaktive Anpassungen vor, die lediglich monetär und regelmäßig höher bewertet werden als die Gestaltungsmöglichkeiten im Umweltschutz und 921 922 923

924

Vgl. Kirchgeorg 1990, S. 46 und Meffert/Kirchgeorg 1998, S. 202 ff. Vgl. Steger 1992, S. 274 ff. Vgl. Meffert/Kirchgeorg, die die Widerstands-, Passivitäts-, Rückzugs-, und Anpassungsstrategien als Ausdrucksformen einer defensiven Grundhaltung und Innovations- und Antizipationsstrategien als Ausdrucksformen einer offensiven Grundhaltung kennzeichnen (vgl. Meffert/Kirchgeorg 1998, S. 205, und Kirchgeorg 1990, S. 50). In Anlehnung an Zahn/Schmid 1992, S. 58 und Bickoff 2000, S. 74.

200 die damit verbundenen Erfolgschancen.925 Bei einer aktiven Ausrichtung im Umweltschutz werden Umweltschutzerfordernisse grundsätzlich in der Unternehmensstrategie berücksichtigt und entsprechend einer längerfristigen Planung systematisch umgesetzt. Die Umweltschutzziele und -maßnahmen gehen in der Regel über die gesetzlichen Anforderungen hinaus und sind auch Ausdruck des leistungswirtschaftlichen Denkens. Die Bereitschaft, die ausgelösten Umweltwirkungen aus eigenem Antrieb zu vermindern und zu beherrschen, ist Grundlage für innovative Lösungen. Neben der Verbesserung der Umweltqualität werden Erfolgspotentiale nicht nur in Kostensenkungen gesehen, sondern ebenso in der Differenzierung von Produkten und Erschließung neuer Märkte. Der Wandel von einer defensiven zu einer offensiven Ausrichtung im Umweltschutz spiegelt auch die Stellung des Umweltschutzzieles im Zielsystem des Unternehmens wider. Zur Verdeutlichung werden die folgend formulierten beispielhaften Festlegungen zu Umweltschutzzielen 926 in eine Rangordnung gebracht (1 = defensive Verhaltensausrichtung, 6 = offensive Verhaltensausrichtung): (1)

Umweltschutzziele werden allenfalls implizit festgelegt, sodass eine Kontrolle der Zielerreichung gar nicht möglich ist; Umweltschutzziele ergeben sich aus gesetzlichen Normen; die Beachtung ökologischer Anforderungen wird als Kostenfaktor verstanden; Umweltschutzziele werden in der Unternehmenspolitik explizit festgelegt, und ihre Verwirklichung wird überprüft; die Erfüllung von Umweltschutzzielen wird als Bestandteil des Leistungsprofils der Unternehmung begriffen; Umweltschutzziele ergeben sich aus der gesellschaftlichen Verantwortung der Unternehmung;

(2) (3) (4) (5) (6)

2.6.3

Typisierung der Grundausrichtungen im Umweltschutz nach Stellung des Umweltschutzes im unternehmerischen Zielsystem und Verhaltensausrichtung

Die jeweilige Verknüpfung von Umweltschutz als Sachziel oder als Formalziel mit einer offensiven oder einer defensiven Verhaltensausrichtung im Umweltschutz führt zu einer Typisierung der (strategischen) Grundausrichtungen 927, die durch die - von Meffert/ Kirchgeorg erhobenen - empirischen Daten zu ökologieorientierten Basis- und Wettbewerbs-

925 926 927

Vgl. etwa Roth 1992, S. 44 ff., Meffert/Kirchgeorg 1992, S. 142 ff. und Prammer 1998, S. 102 ff. In Anlehnung an Bleicher 2001, S. 173. Vgl. Frese/Kloock 1989, S. 7, Roth 1992, S. 47 ff. und Prammer 1998, S. 102 ff.

201 strategien 928 gestützt wird. Deshalb erfolgt die Bezeichnung der Grundausrichtungen im Umweltschutz in dem in Tabelle 2-9 dargestellten Bezugsrahmens in Anlehnung an die von diesen Autoren verwendete Terminologie (Tab. 2-10) 929: Stellung des Umweltschutzes im unternehmerischen Zielsystem Umweltschutz als Sachziel

Umweltschutz als Formalziel

defensiv

Typ 1 – Umweltschutz als als externe Vorgabe

Typ 3 – ökologieorientierte Selektive

offensiv

Typ 2 – Umweltschutz als Erfolgskomponente

Typ 4 – ökologieorientierte Innovatoren

Verhaltensausrichtung

Tab. 2-10: Typologie der Grundausrichtungen im Umweltschutz nach Verhaltensausrichtung und Stellung des Umweltschutzes im Zielsystem (Quelle: Frese/Kloock 1989, S. 7, Roth 1992, S. 48 und Prammer 1998, S. 103)

ad Typ 1 (Umweltschutz als externe Vorgabe 930): Umweltschutz wird als ein von außen vorgegebenes Sachziel und daher als rein äußere Restriktion wahrgenommen. Gegenüber sich konkretisierenden Umweltschutzgesetzen wird eine Abwartestrategie verfolgt, das Unternehmen entwickelt keine aktive Umweltschutzstrategie. Die Wahl der Anspruchsgruppen erfolgt nicht aus einem spezifischen normativ-kritischen (ethischen) Blickwinkel. Vielmehr werden Umweltschutzforderungen lediglich im von Gesetzgeber, Behörde und Kunden vorgegebenen Mindestmaß umgesetzt. Eine aktive Auseinandersetzung mit in der Öffentlichkeit diskutierten ökologischen Problemstellungen unterbleibt. Deshalb können auch die damit verbundenen Chancen nicht wahrgenommen werden. Nach Meffert/Kirchgeorg war im Jahr 1994 25% der Befragten dem Typus „Umweltschutz als externe Vorgabe“ zuzuordnen.931 ad Typ 2 (Umweltschutz als Erfolgskomponente 932): Umweltschutz ist ein endogenes Sachziel und es wird daher die Möglichkeit gesehen, Verbesserungen im betrieblichen Umweltschutz 928

929

930 931 932

Im Jahr 1988 wurden 197 Unternehmen und 1994 230 Unternehmen ab 100 Beschäftigte aus den Branchen „Chemische Industrie“, „Gewinnung und Verarbeitung von Steinen und Erden, Feinkeramik, Glasgewerbe“, „Nahrungs- und Genussmittel“, „Metallverarbeitung und Fahrzeugbau“, „Holz-, Papier- und Druckgewerbe“ sowie „Elektrotechnik, Feinmechanik“ befragt (vgl. Meffert/Kirchgeorg 1998, S. 264 ff.). Vgl. Kirchgeorg 1990, S. 137 ff. und Meffert/Kirchgeorg 1998, S. 168 ff.: Typ 1 „Passive“; Typ 2 „Innengerichtet Aktive“ (1988) bzw. „Ökologieorientierte Folger“ (nachdem jene Unternehmen, die 1988 als ökologisch „innengerichtet Aktive“ identifiziert wurden, 1994 nicht mehr erhoben werden konnten, d.h. offenbar einen Strategiewechsel vorgenommen haben, indem sie den Umweltschutz (auch) als marktbezogene Aufgabe entdeckt haben, wurde der Typ 2 von Meffert/Kirchgeorg 1994 als „ökologieorientierter Folger“ bezeichnet); Typ 3 „Ökologieorientierte Selektive“ sowie Typ 4 „Ökologieorientierte Innovatoren“. Vgl. Prammer 1998, S. 105 f. und Faßbender-Wynands 2001, S. 34. Vgl. Meffert/Kirchgeorg 1998, S. 266. Vgl. Prammer 1998, S. 107 ff. und Faßbender-Wynands 2001, S. 34.

202 mit der Erzielung ökonomischer Vorteile (Erzielung von Kosten- und Differenzierungsvorteilen im Wettbewerb, Steigerung des Shareholder Values) zu verbinden. Zur Erzielung dieser Vorteile werden auch betriebliche Umweltwirkungen erfasst und versucht, diese in die unternehmerischen Entscheidungen einzubeziehen, wobei davon ausgegangen wird, dass externe Umweltwirkungskosten früher oder später ohnehin zu internalisieren sind. Die Verfolgung einer aktiven Umweltschutzstrategie impliziert den Einbezug jener Anspruchsgruppen, die aus ökonomisch-strategischer Sicht zur Zukunftssicherung der Unternehmung beitragen. Meffert/Kirchgeorg bezeichnen Unternehmen mit einer schwachen Ausprägung der Umweltschutzsachziele933, die eine aktive Umweltschutzstrategie verfolgen, als „ökologieorientierte Folger“ (30% der Befragten) 934. Unternehmen mit einer starken Ausprägung der Umweltschutzsachziele werden in dieser Studie als „Innovatoren“ bezeichnet (20%). Beide Gruppen kommen zusammen auf 50% der Befragten. 935 ad Typ 3 (ökologieorientierte Selektive 936): Umweltschutz ist ein vorgetäuschtes Formalziel. Der Unterschied zu Typ 1 ist, dass die Unternehmensführung den Umweltschutz gegenüber der Öffentlichkeit als Leitlinie des betrieblichen Handelns, das heißt als Formalziel herausstellt, tatsächlich jedoch seine Bedeutung im Innenverhältnis im Hinblick auf die möglichen wirtschaftlichen Chancen als nicht gegeben oder gering einschätzt. Im Zuge der Marktbearbeitung orientiert sich die Unternehmensführung lediglich am Imagevorteil des Umweltschutzes. 937 Die Ausgestaltung der Instrumente des Umweltmanagements unterscheidet sich nur unwesentlich von Typ 1, d.h. defensiv an dem von Gesetzgeber, Behörde und Kunden vorgegebenen Mindestmaß. Nach Meffert/Kirchgeorg zeichnet sich dieser Typus durch eine gewisse Marktorientierung und Prävention im Umweltschutz aus, aber auch durch situative Rückzugs-, Widerstands- und Abwartestrategien. Dieser Typus wird daher als „ökologieorientierter Selektiver“ bezeichnet (25% der Befragten).938 ad Typ 4 (ökologieorientierte Innovatoren939): Stellt Umweltschutz ein Formalziel dar, ist die Schonung der natürlichen Umwelt ein „[...] moralisches Postulat im Sinne einer 933

934 935 936 937

938 939

Als Indikatoren für „Umweltschutz als Sachziel“ wurden von Meffert/Kirchgeorg verwendet: Flexibilitätserhaltung, umweltorientierte Marktbearbeitung, Markterschließung und Konkurrenzorientierung (vgl. Meffert/Kirchgeorg 1998, S. 266). Rückzugs-, Widerstands- und Abwartestrategien sind für diesen Unternehmenstypus nicht relevant. Vgl. Meffert/Kirchgeorg 1998, S. 266. Vgl. Prammer 1998, S. 106 („Umweltschutz als Imageträger“) und Faßbender-Wynands 2001, S. 35. Schoenheit spricht in diesem Zusammenhang von verkürztem Öko-Marketing (Umsetzung von umweltorientierten Teillösungen, jedoch Ausblendung integrativer Lösungen im Sinne einer Betrachtung aller Phasen des ökologischen Produktlebenszyklus) und von Pseudo-Öko-Marketing (vordergründiges Aufgreifen ökologieorientierter Argumente in der Kommunikationspolitik ohne entsprechende Lösungskompetenz). Vgl. hierzu Schoenheit 1990, S. 195 ff. Vgl. Meffert/Kirchgeorg 1998, S. 266. Vgl. Prammer 1998, S. 113 ff. („Umweltschutz aus ethischer Selbstverpflichtung“) und FaßbenderWynands 2001, S. 35.

203 Sozialverantwortlichkeit der Unternehmen - eine autonome, eigenständige und damit endogene Handlungsmaxime“ 940. Ökonomische Wertziele und ökologische Ziele werden daher als „gleichrangige“ Oberziele angesehen. Die Wahl der Anspruchsgruppen erfolgt sowohl aus einem strategischen, als auch aus einem normativ-kritischen (ethischen) Blickwinkel heraus. Wesentlich hierbei ist, dass der Dialog mit kritischen Anspruchsgruppen aktiv gesucht wird (Öffentlichkeitsentwicklung), um noch nicht ganz verstandene Probleme frühzeitig und umfassend zu erforschen und bislang extern gebliebene Kosten zu internalisieren. Die Internalisierungsbemühungen beschränken sich dabei aber nicht nur auf das eigene Unternehmen, sondern umfassen ebenso die Schaffung von Rahmenbedingungen für alle Marktteilnehmer (Politikentwicklung), um den Wettbewerb auf ein höheres ökologisches Niveau zu bringen. Da Umweltziele über gesetzliche oder marktbezogene Forderungen hinaus aus ethischer Selbstverpflichtung umgesetzt werden, ist es möglich, dass (im Einzelfall) ein bestimmtes Umweltziel innerhalb des betrieblichen Zielsystems dominiert. Alleine zur Überprüfung explizit formulierter ökologischer Ziele, aber auch im Kontext der Erzielung ökonomischer Wertziele werden betriebliche Umweltwirkungen erfasst und in monetarisierter (externe Umweltwirkungskosten) und in nicht monetarisierter Form (Umweltauswirkungen) in die unternehmerischen Entscheidungen einbezogen. Dieser Typus war in der Studie von Meffert/Kirchgeorg zwar nicht unmittelbarer Untersuchungsgegenstand, es kann jedoch davon ausgegangen werden, dass er als besonders ausgeprägte Form und Teilmenge im Typus 4 („Ökologieorientierter Innovator“) enthalten ist. Ihr Anteil liegt damit jedenfalls (weit) unter 20% der Befragten. Ökologische und (sozio-)ökonomische Ziele werden als Oberziele gesehen, deren Umsetzung und Weiterverbreitung letztlich nur durch eine systematische und konsequente Öffentlichkeits-, Politik- und Marktentwicklungsstrategie gelingen kann. Da eine solche Ausrichtung dem Wesenskern einer (ökologisch) nachhaltigen Entwicklung entspricht, wird dieser Strategietypus als „ökologieorientierter Innovator“ bezeichnet.

2.6.4

Konsequenzen für das Umweltmanagement und das umweltbezogene Rechnungswesen

Ein in Unternehmenspolitik, -strategie und im Zielsystem verankerter Umweltschutz muss zu seiner Umsetzung in die Teilbereiche der betrieblichen Wertschöpfung integriert werden. Dazu zählen die klassischen Teilbereiche Forschung und Entwicklung, Beschaffung, Fertigung und Vertrieb ebenso wie die Bereiche Recycling und Entsorgung. In diesen Teilbereichen kann der Umweltschutz auf allen Managementebenen als Chancen- und Gefahrendimension sichtbar werden, und zwar als Legitimitäts- und Sanktionspotential auf 940

Frese/Kloock 1989, S. 7.

204 der normativen Ebene, als Differenzierungs-/Innovations- und Risikopotential auf der strategischen Ebene, sowie als Produktivitäts- und Kostenfaktor auf der operativen Ebene. Die instrumentelle Ausgestaltung eines umweltbezogenen Rechnungswesens wird maßgeblich von den angestrebten Basisstrategien bestimmt. Im Zuge einer defensiven Basisstrategie wird der Umweltschutz als Restriktion erachtet. Die Anforderungen an das Umweltmanagement sind daher stark operativ ausgerichtet. Ein umweltbezogenes Rechnungswesen übt bei einer ökologisch defensiven Ausrichtung so gut wie keinen Gestaltungseinfluss aus. Der Umweltbezug wird bei den klassischen Instrumenten der Rechnungslegung (Jahresabschluss) lediglich im erforderlichen Mindestausmaß herzustellen sein, so wie auch andere, physisch orientierte Instrumentarien (etwa ein Emissions-Monitoring) nur im vorgegebenen Ausmaß realisiert werden. Damit sind die Voraussetzungen geschaffen, in geeigneter Form über die Leistungen im Umweltschutz (Umweltschutzkosten) und über die Umweltinanspruchnahme Rechenschaft zu legen, wobei auch die Tiefe der Rechnungslegung wiederum durch externe Vorgaben bestimmt, d.h. begrenzt wird. Anders verhält es sich bei einer Integration von Umweltschutzzielen in das Zielsystem und ihrer Verfolgung durch eine offensive Verhaltensweise. In diesem Fall erweitert sich das Umweltmanagement um die strategische Komponente, um alle umweltrelevanten Chancenund Gefahrenwirkungen erfassen zu können. 941 Einer funktionsübergreifenden Ausrichtung bei Planung, Durchsetzung und Kontrolle wird hier eine große Bedeutung zuzumessen sein. Über die Adaption gängiger Rechenschaftsinstrumente hinaus sind hier Kostenrechnung und Kostenmanagement um die ökologischen Bezüge systematisch zu erweitern. Sie unterstützen mit ihrer spezifischen Umweltkostendefinition das Umweltmanagement und nehmen Einfluss auf die Gestaltung und Steuerung von Potentialen, Programmen und operativen Prozessen unter Umweltgesichtspunkten. Da der Planungshorizont über kurzfristige Betrachtungen hinausgeht, ist der Einbezug der Schadschöpfungskette sowie der Treiber für (spezifisch definierte) Umweltkosten unverzichtbar. Darüber hinaus lassen sich ökonomische und ökologische Zielkonflikte unter Umständen leichter auflösen, wenn sich die Unternehmensführung nicht nur – innenorientiert aktiv - auf beschaffungs- und produktionsbezogene Probleme direkter Umweltaspekte konzentriert, sondern auch - außenorientiert aktiv - den marktbezogenen Chancen- und Gefahrenpotentialen indirekter Umweltaspekte Beachtung schenkt.

941

Vgl. Coenenberg et al. 1994, S. 88.

3 INTEGRIERTES UMWELTKOSTENMANAGEMENT – DAS INSTRUMENT ZUR ABBILDUNG, BEWERTUNG U. GESTALTUNG DES GESAMTEN BETRIEBLICHEN WERTVERZEHRS Allgemein gilt das betriebliche Rechnungswesen als bedeutendster Bestandteil des Informationssystems eines Unternehmens, da es eine Vielzahl von Verfahren zur systematischen mengen- und wertmäßigen Erfassung, Verarbeitung und Auswertung aller finanzwirksamen Geld-, Güter- und Leistungsströme des betrieblichen Geschehens umfasst. 942 Mit dem Bedeutungszuwachs eines nachhaltigkeitsorientierten Umweltmanagements steigt auch dessen Informationsbedarf. Das betriebliche Rechnungswesen als der Entscheidungsgenerator muss diesem Bedarf „Rechnung tragen“ und Entscheidungsgrundlagen bereitstellen. Ein differenziertes und um die Aspekte der (ökologischen) Nachhaltigkeit erweitertes ökologieorientiertes Rechnungswesen wird dann zu einem zentralen Analyse- und Gestaltungsinstrument des der Nachhaltigkeit verpflichteten Managements, denn ohne „[…] die Planungs-, Steuerungs- und Kontrollhilfe eines ökologieorientierten Rechnungswesens wird es keine bedeutsamen Schritte hin zu einer nachhaltigen […] Wirtschaftsweise geben können.“ 943 Hierbei gilt es, Sozial-Ökonomisches und – von der industriellen Ökologie getragenes – Technisch-Naturwissenschaftliches unter dem „neuen“ Bedingungsrahmen der ökologischen Nachhaltigkeit zu verknüpfen in die unternehmerischen Entscheidungen einzubringen. Das Management spielt hier mit seiner Aufgabenstellung „[…] unsere ökonomischen und sozialen Systeme den sich wandelnden, neuen Bedingungen anzupassen […]“944 eine entscheidende Rolle. Durch die ökologische Öffnung und den Einsatz (neuer) umwelt(betriebs)wirtschaftlicher Instrumentarien kann das Management eine Brückenfunktion in der Entwicklung der (ökologischen) Nachhaltigkeit übernehmen.945 Die Ausführungen in diesem Kapitel dienen als Strukturierungshilfe mit dem traditionellen Rechnungswesen als Ausgangspunkt, gehen über die Einordnung des Kostenmanagements und schließen (vorläufig) mit der Darstellung verschiedener Konzepte von „Umweltkosten“.

942 943 944 945

Vgl. etwa Weber 1993, S. 2, Rost 1991, S. 5 und Wöhe 1984, S. 865. Seidel 2003, S. 374. Bleicher 2001, S. 15. „If the engineering and natural science aspects of industrial ecology theory are to influence decision making and a change toward sustainable development a bridge between industrial ecology and management, business studies and the study of organisations must be established“ (Korhonen 2005, S. 149).

206 3.1

Einordnung des umweltbezogenen Rechnungswesens

In seiner inhaltlichen Strukturierung besteht das betriebliche Rechnungswesen aus unterschiedlichen Teilgebieten. Durchgängig werden im Schrifttum Bilanzrechnung, Kostenund Erlösrechnung, Investitionsrechnung sowie Finanzrechnung genannt. Diese Teilgebiete wurden im Laufe der Zeit nicht im Kontext zueinander, sondern eher für sich stehend entwickelt.946 Ihre Gemeinsamkeit besteht in der Zugehörigkeit zum betrieblichen Informationssystem und den daraus abgeleiteten Planungs-, Kontroll- und Dokumentationsaufgaben. Das betriebliche Rechnungswesen unterstützt die Erstellung von Gütern und Dienstleistungen (Sachziele) im Hinblick auf Gewinnmaximierung, Marktanteilsausweitung, Beschäftigungssicherung und andere Formalziele.947 Das Rechnungswesen kann nach mehreren Kriterien unterteilt werden.948 So untergliedern etwa Kloock/Sieben/ Schildbach das Rechnungswesen gemäß den Informationsanforderungen. 949 Die am häufigsten angewendeten Gliederungskriterien sind Rechnungsziel (Entscheidungsziel), Rechnungsgröße, gesetzliche Fixierung, Adressaten oder Zeitbezug.950 Aufgrund der besonderen Rolle, die (ökologisch betroffenen) Anspruchsgruppen in dieser Arbeit zukommt, soll die hauptsächliche Unterscheidung nach Adressaten erfolgen. Dieses Systematisierungskriterium wird auch im nicht umweltwirtschaftlichen Schrifttum sehr häufig gewählt. 951 Das interne Rechnungswesen (dem auch die Kosten- und Leistungsrechnung zugeordnet wird) orientiert sich ausschließlich an den Informationsbedürfnissen der Unternehmensführung, deren Aufgabe es ist, das betriebliche Geschehen so zu steuern und zu lenken, dass die Unternehmensziele erreicht werden können. Das intern orientierte Rechnungswesen umfasst deshalb über die Dokumentation des Betriebsgeschehens hinaus auch Planungs- und Kontrollrechnungen. Die Gestaltung dieses Rechnungswesens ist weitgehend frei von externen Vorgaben und orientiert sich zuvorderst an den Zwecken, die ihm als ein „globales Führungsinstrument“ des Unternehmens zukommen. Das externe Rechnungswesen soll die Informationsbedürfnisse der nicht an der Unternehmensführung teilnehmenden Anspruchsgruppen befriedigen, indem es obligatorische Informationen über die (ökonomischen) Ergebnisse des Wirtschaftens regelmäßig und in einer bestimmten geordneten Form zur Verfügung stellt. Als Darlegungsform dient insbesondere 946 947 948

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Vgl. Haberstock 2005, S. 5. Vgl. Schmidt 1996, S. 13. Zu unterschiedlichen Gliederungsformen des Rechnungswesens siehe Lechner/Egger/Schauer 2006, S. 583 ff. Vgl. Kloock/Sieben/Schildbach 1999, S. 10 ff. Vgl. Haberstock 2005, S. 12 f. Vgl. etwa Götze 2004, S. 3 ff., Kilger 1992, S. 6 ff. und Hummel/Männel 1986, S. 3 ff.

207 der Jahresabschluss (Bilanz und Gewinn- und Verlustrechnung). Hierbei werden die Bücher, die die Geschäftsfälle festhalten, zu einem definierten Zeitpunkt abgeschlossen und eine aktuelle Übersicht über die Vermögens-, Finanz- und Ertragslage des Unternehmens wird erstellt, um etwa Anteilseigner, Gläubiger, Staat, Lieferanten, Kunden und Arbeitnehmer zu unterrichten. Bei der Gestaltung des externen Rechnungswesens sind eine Reihe landesspezifischer rechtlicher Regelungen, vor allem aus dem Handels-, Gesellschafts-, Steuer- und Arbeitsrecht, kaufmännische und andere Konventionen zu beachten.952 Zu letzteren gehören auch Standards, die das Unternehmen im Sinne einer Selbstverpflichtung eingeführt hat. Das interne und das externe Rechnungswesen sind in ihrer Aufgabenstellung eng miteinander verknüpft. Das interne System liefert die Informationen für das externe System und bestimmt dadurch Art und Umfang der im Rahmen des externen Rechnungswesens dargelegten Informationen. Beide Systeme beeinflussen über die Entscheidungsprozesse relevanter Anspruchsgruppen wiederum die ihnen zugrunde liegenden Mengen- und Wertgerüste. Anstelle des Begriffs des betrieblichen Rechnungswesens wird im deutschen Sprachgebrauch oft vereinfacht nur von „Rechnungswesen“ gesprochen. Das externe Rechnungswesen wird oft auch mit „finanzielle Rechnungslegung“ oder „Rechnungslegung“ umschrieben.953 Der Begriff der Rechnungslegung bezeichnet sowohl den Prozess der Erstellung von Unterlagen zur Rechnungslegung als auch das Ergebnis dieses Prozesses. 954 Vor allem börsenotierte Unternehmen veröffentlichen den Jahresabschluss zusammen mit dem Lagebericht und anderen zweckdienlichen Informationen oft unter dem Titel „Geschäftsbericht“. 955 Der Begriff der externen Berichterstattung (folgend verkürzt als Berichterstattung bezeichnet) wird als Oberbegriff für alle unternehmensspezifischen Informationen herangezogen, die sowohl quantitativen als auch qualitativen Charakter haben können. Die im Rahmen der Berichterstattung dargelegten Informationen müssen weiters einen entscheidungs- und zukunftsorientierten Charakter aufweisen. d.h. artikulierte und nicht artiku-

952 953 954

955

Vgl. Rost 1991, S. 7. Vgl. Eilenberger 1989, S. 6 ff. Im englischen Sprachgebrauch wird das betriebliche Rechnungswesen als „Accounting“ bezeichnet und setzt sich ebenso aus dem externen Rechnungswesen („Financial Accounting“) und dem internen Rechnungswesen („Management Accounting“) zusammen. Die verpflichtende Rechnungslegung wird als „Associated mandatory External Reporting“ bezeichnet (vgl. IFAC 2005, S. 16). Ausführlich hierzu Castan 1990, S. 396.

208 Internes Rechnungswesen – Interne Unternehmensrechnung Klassisches internes Rechnungswesen 956 Finanzrechnung

Investitionsrechnung

Kosten- und Leistungsrechnung

(3) Umweltbezogene Differenzierung des (klassischen) internen Rechnungswesens -

Umweltkostenrechnung

Umweltwirkungsrechnung

Stoff- und Energiebilanzierung

(4) Umweltbezogene Erweiterung der (klassischen) Kosten- und Leistungsrechnung

Gemeinsames Mengengerüst Faktoren als stofflich-energetische Inputgüter (z.B. Treibstoff); Reduzenda als stofflich-energetische Inputgüter (z.B. Altöl); End- und Zwischenprodukte als erstellte/abgesetzte stofflich-energetische Mengengrößen; Abprodukte (Rückstände, deren Abgabe mit pagatorischen Kosten verbunden ist).

Zusätzliches umweltbezogenes Mengengerüst 957 - Freifaktoren (z.B. Luftsauerstoff für Verbrennungsprozesse, Luftstickstoff für Düngemittelherstellg); - Freiprodukte/Redukte (z.B. Fortwärme aus Verbrennungsprozessen); - Stoff- und Energieflüsse von Versorgungs- und Entsorgungsunternehmen (Erstellung „Kernbilanz“) -

Unterschiedliche Wertgerüste (Beispiele) Einzahlungen und Auszahlungen (Finanzrechnung, Investitionsrechnung); Erträge und Aufwendungen (Finanzbuchhaltung, Gewinn- und Verlustrechnung); Erlöse und Kosten (Kosten- und Leistungsrechnung); Vermögen und Schulden (Bilanzierung); Umweltauswirkungen wie Treibhauseffekt, Humantoxizität, u.a. (Umweltwirkungsrechnung, Umweltberichterstattung/Rechnungslegung). Bilanzrechnung

Bilanz

Gewinnund Verlustrechnung

Jahresabschluss

nicht-finanzielle Indikatoren der LageSonderUmweltUmweltleistung 958 bericht bilanzen informationen (Anhang gemäß ReLÄG 2004 und gemäß UIG im (Konzern-) JahresSonder1993 rechnungen abschluss) Lagebericht großer Kapitalgesellschaften

Klassische Rechnungslegung (1) Umweltbezogene Differenzierung der klassischen Rechnungslegung

Freiwillige Umweltberichterstattung

Offenlegung von Umweltinformationen aufgrund gesetzlicher Verpflichtung (2) Umweltbezogene Erweiterung der klassischen Rechnungslegung

Externes Rechnungswesen – Externe Unternehmensrechnung = Umweltbezug

des betrieblichen Rechnungswesens

Abb. 3-1: Umweltbezug des internen und des externen Rechnungswesens (Quelle: erweitert nach Steven/Schwarz/Letmathe 1997, S. 14 und Schweitzer/ Küpper 2003, S. 12)

956

957 958

Betriebsstatistik und Planungsrechnung werden vielfach als weitere (Sonder-)Rechnungsbereiche dem internen Rechnungswesen zugeordnet. Vgl. hierzu Götze 2004, S. 4 und Schmidt 1996, S. 13 f. Zu den unterschiedlichen Mengengerüsten siehe auch Kapitel 2.4.3.3 und Tab. 2-4. Zur Verwendung des Begriffes der Umweltleistung in dieser Arbeit siehe Kapitel 3.3.2.

209 lierte Informationsbedürfnisse befriedigen.959 Somit geht die Berichterstattung mit den an sie gestellten Anforderungen (Informationen mit qualitativem Charakter, Deckung nicht artikulierter Informationsbedürfnisse) über die Anforderungen der Rechnungslegung hinaus, umfasst aber weiterhin als wichtigste Bestandteile der Berichterstattung den Jahresabschluss und den Lagebericht. 960 Die einzelnen Bereiche des Rechnungswesens (siehe Abb. 3-1) stellen zwar gleiche Anforderungen an die stofflich-energetischen Mengengerüste des Betriebes im Hinblick auf die InputOutput-Systematik (Produktionsfaktoren, Reduzenda, End- und Zwischenprodukte und Abprodukte), bei der Aufstellung des – auf dem Mengengerüst basierenden – Wertgerüstes kommen jedoch unterschiedliche Bewertungsansätze zur Anwendung.961

3.1.1

Zur umweltbezogenen Differenzierung und Erweiterung der klassischen Rechnungslegung

Die Finanzbuchhaltung stellt nur geringe Anforderungen an die Erfassung ökologisch relevanter Input- und Outputkomponenten. Sie erfasst die angefallenen Güterzugänge und verbräuche, die erstellten und abgesetzten Mengen der End- und Zwischenprodukte sowie Emissionen und Abfälle, wenn es sich um stofflich-energetische Komponenten handelt, für die direkt zurechenbare pagatorische Kosten anfallen. Zu letzteren gehören etwa Abfälle, für die Entsorgungsgebühren anfallen, ebenso wie Emissionen, für die Treibhausgasemissionszertifikate962 zu erwerben sind. Die Bewertung der betrieblichen Input- und Outputkomponenten erfolgt vor allem auf Grundlage der Pagatorik unter Beachtung der relevanten handelsund steuerrechtlichen Regelungen963 und umfasst Mehr- oder Minderaufwendungen ebenso wie Erträge durch betriebliche Umweltschutzaktivitäten.964 Entsprechen Bilanz und Gewinn- und Verlustrechnung den Mindestanforderungen des Handelsrechts, so sind darin zunächst keine gesonderten Hinweise auf die vom Unternehmen verursachten Umweltwirkungen enthalten.965 Auf freiwilliger Basis kann die Beziehung zur natürlichen Umwelt jedoch dargelegt werden: Als erster Baustein hierzu dient die Darlegung

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963 964 965

Vgl. Nagos 1991, S. 141. Vgl. Nagos 1991, S. 142. Vgl. Letmathe 1998, S. 30. Die am 13.10.2003 beschlossene Richtlinie der Kommission RL 2003/87/EG über ein System für den Handel mit Treibhausgasemissionszertifikaten bildete die Grundlage für die Einführung des EU-weiten Emissionshandels seit 1.1.2005. Vgl. ausführlich hierzu Niederhuber 2004. Vgl. Letmathe 1998, S. 30. Vgl. Schreiner 1996, S. 256. Vgl. Schreiner 1996, S. 257.

210 umweltschutzbedingter Aufwendungen, Verbindlichkeiten und Risiken im Rahmen des Jahresabschlusses 966 sowie die Erläuterung umweltrelevanter Vorkommnisse und Maßnahmen im Lagebericht, wenn der finanzielle Status oder das finanzielle Ergebnis des Unternehmens beeinflusst wird. Hiermit kann zumindest die (buchtechnische) Erfolgswirksamkeit betrieblicher Umweltschutzmaßnahmen dargelegt werden. Im Jahr 2001 hat die EU-Kommission die Empfehlung 2001/453/EG [...] zur Berücksichtigung von Umweltaspekten in Jahresabschluss und Lagebericht von Unternehmen 967 veröffentlicht. In der Empfehlung wird festgehalten, wie Umweltsachverhalte im Jahresabschluss und im Lagebericht von Unternehmen ausgewiesen werden sollen. Die Kommission führt u.a. nachfolgende Gründe für die Erarbeitung der Empfehlung an: 968 - Für eine dauerhafte und umweltgerechte Entwicklung, wie sie im gleichnamigen „Fünften Umweltaktionsprogramm“ 969 verankert wurde, ist es bedeutsam zu klären, wie die Unternehmen im Bereich der Rechnungslegung über die finanziellen Aspekte berichten. - Das Fehlen von Regeln zur Berücksichtigung von Umweltaspekten in der Rechnungslegung hat dazu geführt, dass bestimmte Anspruchsgruppen, wie etwa Regulierungsbehörden, Anleger, Finanzanalysten und bestimmte interessierte Kreise der Öffentlichkeit umweltbezogene Angaben im Allgemeinen für unzulänglich oder wenig verlässlich halten. - Auch wenn Regulierungsbehörden ein Interesse daran haben, die Anwendung der Umweltvorschriften und die damit verbundenen Kosten zu kontrollieren, legen nach wie vor nur wenige Unternehmen ihre umweltbezogenen Angaben offen. Zu diesen Unternehmen gehören auch jene, die mit steigenden Umweltausgaben für die Beseitigung, Vermeidung und Verminderung von Emissionen und Abfällen sowie für Überwachungssysteme konfrontiert sind. - Ohne harmonisierte verbindliche Leitlinien zur Behandlung von Umweltaspekten in der Rechnungslegung sind die Unternehmen diesbezüglich nur schwer vergleichbar. Der Wert umweltbezogener Informationen wird oft dadurch erheblich geschmälert, dass allgemeine und anerkannte Offenlegungsvorschriften fehlen, in denen die erforderlichen Definitionen und Begriffe geklärt sind. Die umweltbezogenen Angaben werden häufig je nach Unternehmen und/oder Rechnungsperiode in sehr unterschiedlicher Weise

966

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Vorschläge hierzu wurden bereits in den 1980er Jahren etwa von Fronek/Uecker zur Untergliederung der Aktiv- und der Passivseite (vgl. Fronek/Uecker 1987, S. 2 ff.) sowie der Gewinn- und Verlustrechnung (vgl. Fronek/Uecker 1987, S. 7) gemacht. EU 2001b. Vgl. EU 2001b, ABl. L 156/33 ff. Vgl. EU 1993a. Dieses Programm wurde zuletzt vom Europäischen Parlament und dem Rat mit dem Beschluss Nr. 2179/98/EG vom 24.9.1998 (ABl. L275 vom 10.10.1998) geändert.

211 ermittelt oder zusammengefasst, statt sie in einheitlicher, integrierter und stetiger Form in Jahresabschluss und Lagebericht darzulegen. - Die Adressaten von Jahresabschlüssen benötigen Informationen darüber, wie sich umweltbezogene Risiken und Verbindlichkeiten sowie umgesetzte Umweltschutzmaßnahmen auf die finanziellen Ergebnisse und den finanziellen Status des Unternehmens auswirken. - Die von vielen Unternehmen separat veröffentlichten Umweltberichte970 geben nur zum Teil Aufschluss über die in Jahresabschluss und Lagebericht darzustellenden finanziellen Konsequenzen der unternehmensrelevanten Umweltwirkungen und betrieblichen Umweltschutzmaßnahmen. 971 Die Empfehlung enthält umfassende Leitlinien für eine Offenlegung von Angaben in Bezug auf 972 - Umweltaufwendungen, die in die Gewinn- und Verlustrechnung aufgenommen oder aktiviert worden sind, - Aufwendungen aufgrund von Geldbußen und Strafen für die Nichtbefolgung von Umweltvorschriften sowie aufgrund von Entschädigungszahlungen an Dritte, - Umweltleistungen des Unternehmens, sofern diese für die finanziellen Ergebnisse, den finanziellen Status und/oder die Entwicklung des Unternehmens von Bedeutung sind. Die Empfehlung stützt sich auf verschiedene, speziell für Umweltfragen bedeutende International Accounting Standards (IAS) des „International Accounting Standards Committee“ (IASC) und die Stellungnahme der Arbeitsgruppe „International Standards of Accounting and Reporting“ (ISAR) der Vereinten Nationen zum Thema der Bilanzierung von Umweltaufwendungen und -verbindlichkeiten („Accounting and Financial Reporting for Environmental Costs and Liabilities“973). Dabei handelt es sich insbesondere um folgende International Accounting Standards: 974 IAS 36 „Wertminderung von Vermögenswerten“, IAS 37 „Rückstellungen, Eventualschulden und Eventualforderungen“ und IAS 38 „Immaterielle Vermögenswerte“. Im Punkt 2 („Begriffsbestimmungen“) des Anhanges der Empfehlung ist definiert, was „Umweltaufwendungen“ sind. Es sind Kosten von Maßnahmen, die das Unternehmen ergreift oder andere in seinem Auftrag umsetzen, um betrieblich ausgelöste ökologische Schäden zu 970

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So veröffentlichen Unternehmen, die sich an EMAS (= Eco Management and Audit Scheme) beteiligen, regelmäßig sogenannte Umwelterklärungen. Ziel der Empfehlung ist es deshalb, separate Umweltberichte und Jahresabschlüsse bzw. Lageberichte stärker miteinander zu verbinden und in Einklang zu bringen. Vgl. EU 2001b, ABl. L 156/35. Vgl. International Standards of Accounting and Reporting 1998. Vgl. EU 2001b, ABl. L 156/35.

212 vermeiden, zu begrenzen oder zu beheben, wobei nur „zusätzlich feststellbare Kosten zu berücksichtigen [sind], die in erster Linie der Vermeidung, Begrenzung oder Behebung von Umweltschäden dienen“ 975. Kosten für Maßnahmen, die sich zwar positiv auf die Umwelt auswirken mögen, jedoch hauptsächlich anderen Zwecken976 dienen, sind nicht den Umweltaufwendungen zuzurechnen. Nicht unter diese Definition fallen Kosten als Folge von Geldbußen und Strafen für die Nichtbefolgung von Umweltvorschriften sowie Entschädigungszahlungen an Dritte für durch frühere Umweltverschmutzungen erlittene Verluste oder Schädigungen.977 Weiters wird im Punkt 2 des Anhanges auf eine Reihe detaillierter Definitionen für Aufwendungen in verschiedenen Bereichen des Umweltschutzes hingewiesen, wie sie das „Statistische Amt der Europäischen Union“ (Eurostat) bereits entwickelt hat.978 Den Unternehmen wird empfohlen bei Anwendung der obigen (allgemeinen) Definition von Umweltaufwendungen, diese detaillierten Definitionen zu berücksichtigen. Der Punkt 3 („Ausweis und Bewertung“) des Anhanges der Empfehlung enthält Ausführungen zum Ausweis von umweltschutzbedingten Verbindlichkeiten (umweltbedingte Eventualverbindlichkeiten, Verrechnung von Verbindlichkeiten und erwarteten Rückflüssen), zum Ausweis umweltschutzbedingter Aufwendungen (Kapitalisierung von Umweltaufwendungen, Wertminderung von Vermögenswerten) und zur Bewertung umweltschutzbedingter Verbindlichkeiten (Rückstellungen für den Rückbau von Anlagen und die Sanierung des Betriebsgeländes, Diskontierung langfristiger Umweltverbindlichkeiten).979 Im Punkt „Kapitalisierung von Umweltaufwendungen“ wird die Frage der Aktivierung von Vermögensgegenständen mit Umweltbezug aufgegriffen. Demnach können Aufwendungen für den Umweltschutz kapitalisiert werden, wenn sie getätigt wurden, um980 - zukünftige Schäden zu verhindern oder zu begrenzen oder - Ressourcen zu erhalten oder

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EU 2001b, ABl. L 156/36. Als andere Zwecke werden ausdrücklich genannt: Erhöhung der Rentabilität, der Gesundheit und der Sicherheit am Arbeitsplatz, Erhöhung der sicheren Verwendung der Produkte des Unternehmens, effizientere Produktion (vgl. EU 2001b, ABl. L 156/36). Solche Kosten sind gegenüber den Umweltaufwendungen nicht nur begrifflich abzugrenzen, sondern darüber hinaus auch getrennt auszuweisen, sofern sie nicht bereits in Form außerordentlicher Posten getrennt ausgewiesen sind (vgl. EU 2001b, ABl. L 156/42, Abschnitt 4, Ziffer 6, Buchstabe f). Die europäische Klassifizierung der Umweltschutzaktivitäten unterscheidet zwischen folgenden Umweltschutzbereichen: Abfallwirtschaft, Luftreinhaltung und Klimaschutz, Gewässerschutz, Boden- und Grundwasserschutz, Arten- und Landschaftsschutz sowie sonstige Umweltschutzaktivitäten (vgl. EU 1997, S. 1). Vgl. EU 2001b, ABl. L 156/37 ff. Vgl. EU 2001b, Anhang, 3. Abschnitt, Punkt 12, ABl. L 156/38.

213 - zukünftigen wirtschaftlichen Nutzen zu bringen. Zudem müssen die mit dem Umweltschutz verbundenen Vermögensgegenstände dauernd dem Geschäftsbetrieb des Unternehmens dienen. Weiters wird ausgeführt, dass Maschinen und Anlagen als umweltinduzierte Vermögenswerte auszuweisen sind, wenn deren Anschaffung vorwiegend aus Umweltschutzgründen erfolgt ist.981 Ab wann ein überwiegendes Umweltmotiv vorliegt, wird in der Empfehlung nicht ausgeführt. Es bleibt auch unklar, ob die gesamten Investitionsausgaben als umweltschutzinduziert zu aktivieren sind. 982 Bei Anschaffung integrierter Technologien (produktionsintegrierter Umweltschutz), bei denen nicht in produktions- und umweltschutzinduzierte Technologie getrennt werden kann, ist auf den Ausweis von Umweltaufwendungen bei Aktivierung zu verzichten. 983 Auf die Bemessung der Abschreibungen, die sich aus den aktivierten Umweltaufwendungen ergeben, wird in der Empfehlung nicht eingegangen. Der Punkt 4 („Offenlegung“) des Anhanges der Empfehlung enthält schließlich Ausführungen zur Offenlegung im Lagebericht und konsolidierten Lagebericht, zur Offenlegung in der Bilanz sowie im Anhang zum Jahresabschluss bzw. konsolidierten Jahresabschluss.984 Die Empfehlung der EU-Kommission von 2001 zur Berücksichtigung von Umweltaspekten in Jahresabschluss und Lagebericht von Unternehmen belegt, dass in den letzten Jahren die Notwendigkeit erkannt wurde, Umweltsachverhalten und deren monetäre Konsequenzen in die finanzwirtschaftlich ausgerichteten Informationssysteme des Unternehmens einzuarbeiten. Auch wenn die Empfehlung so manche Fragen offen lässt, löst sie insbesondere in Unternehmen mit großer ökologischer Betroffenheit einen Impuls aus, Umweltaspekte verstärkt im Bereich der Kosten- und Leistungsrechnung sowie in anderen Bereichen des Rechnungswesens zu berücksichtigen. Dabei wird in vielen Fällen offenbar, dass umweltbezogene Informationen, die für Jahresabschluss und Lagebericht bestimmt sind, ohnehin im klassischen Rechnungswesen enthalten sind und mit nicht allzu großem Aufwand herausgefiltert werden können. Den Anforderungen einer offensiven Umweltschutzstrategie kann diese Art der umweltbezogenen Rechnungslegung aber (noch) nicht entsprechen,985 da direkte oder indirekte 981 982

983 984

Vgl. EU 2001b, Anhang, 3. Abschnitt, Punkt 16, ABl. L 156/38. Die Empfehlung enthält jedoch Hinweise auf die für Umweltfragen bedeutenden International Accounting Standards (siehe oben), die Aussagen zur Bewertung von integrierten Umwelttechnologien enthalten. Vgl. EU 2001b, Anhang, 3. Abschnitt, Punkt 17, ABl. L 156/38. Vgl. EU 2001b, ABl. L 156/40 f.

214 Umweltwirkungen, die die finanzielle Sphäre des Unternehmens nicht berühren, nicht Gegenstand der Betrachtung sind. Hier setzt die Umweltrechnungslegung als (verpflichtete) umweltbezogen erweiterte Rechnungslegung und – mehr noch – die (freiwillige) Umweltberichterstattung ein, wie sie bereits Mitte der 1970er Jahre in der Literatur diskutiert wurde986 und in den 1990er Jahren durch Regelwerke wie EMAS 987 und EN ISO 14001 988 sowie in der jüngsten Vergangenheit durch Leitfadenwerke zum Environmental Management Accounting (EMA)989 Impulse aus der Praxis erhalten hat. Eine gewisse Bedeutung haben inzwischen die EMA-Leitfadenwerke „Sustainability Reporting Guidelines 2002“ der Global Reporting Initiative (GRI) 990 und „International Guidance Document on Environmental Management Accounting“ der International Federation of Accountants (IFAC) 991 erlangt. In den letzten zehn Jahren wurden in diesem Zusammenhang von verschiedenen Unternehmen Umwelt- und Nachhaltigkeitsberichte sehr unterschiedlicher Ausgestaltung und Qualität vorgelegt.992 Im Jahr 2003 haben das Europäisches Parlament und der Rat die Richtlinie 2003/51/EG […]

zur Änderung der Richtlinien 78/660/EWG, 83/349/EWG und 91/674/EWG über den Jahresabschluss und den konsolidierten Abschluss von Gesellschaften bestimmter Rechtsformen, von Banken und anderen Finanzinstituten sowie von Versicherungsunternehmen 993 („Modernisation Directive“) veröffentlicht. Dies hat die Aufmerksamkeit der Fachöffentlichkeit und betroffenen Unternehmen bezüglich der Berichterstattung über umweltbezogene (und soziale) Sachverhalte im Lagebericht weiter erhöht. Im Sinne einer umweltbezogen erweiterten Rechnungslegung wird in der Richtlinie ausgeführt, dass die Informationen im Lagebericht nicht auf die finanziellen Aspekte der Geschäftstätigkeit einzuschränken sind. Vielmehr sind – soweit angebracht – für betroffene Unternehmen oberhalb einer bestimmten Größe994 auch „[...] nichtfinanzielle Leistungsindikatoren, die für die betreffende Geschäftstätigkeit von Bedeutung sind, einschließlich

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So auch Schreiner 1996, S. 259 und Fronek/Uecker 1987, S. 21. Der Begriff „Umweltrechnungslegung“ wurde von Heigl eingeführt (vgl. Heigl 1974, S. 2265 ff.). EU 1993b. Österreichisches Normungsinstitut 1996 (EN ISO 14001:1996). Einen Überblick über (Internet-)Publikationen und Aktivitäten zum Themengebiet des „Environmental Management Accounting“ gibt http://www.EMAwebsite.org. Vgl. Global Reporting Initiative 2002 (deutsche Übersetzung: Schaltegger 2002). Vgl. International Federation of Accountants 2005 (deutsche Übersetzung: Jasch 2005). Vgl. die Ergebnisse der empirischen Studie in Steven/Schwarz/Letmathe 1997, die – rückblickend – in einem Zeitraum stattgefunden hat, in der die Beteiligung der Unternehmen an EMAS einen ersten Höhepunkt erlebte. EU 2003a. Vgl. EU 2003a, ABl. L 178/17 (in Erwägung nachstehender Gründe: Grund 9).

215 Informationen in Bezug auf Umwelt- und Arbeitnehmerbelange“995 darzulegen. Begründet wird dies damit, dass ein höheres Maß an Übereinstimmung erwartet wird zwischen dem Informationsgehalt in einem (konsolidierten) Lagebericht zu Geschäftsverlauf, Geschäftsergebnisse und zur Lage des Unternehmens und Berichte, der die tatsächlichen ökologischen und sozialen Verhältnisse darstellt. Explizit wird auch der Zusammenhang zu der oben beschriebenen Empfehlung 2001/453/EG der Kommission zur Berücksichtigung von Umweltaspekten in Jahresabschluss und Lagebericht von Unternehmen hergestellt.996 Wird die umweltbezogen erweiterte Rechnungslegung von der Unternehmensführung periodisch durchgeführt, so sind die dargelegten betrieblichen Umweltwirkungen in einem umfassenden Sinne zum Objekt der Abbildung, Bewertung und Kommunikation nach innen und außen geworden.

3.1.2

Zur umweltbezogenen Differenzierung und Erweiterung des internen Rechnungswesens

Das umweltbezogene interne Rechnungswesen besteht aus einem internen Rechnungswesen (Kosten- und Leistungsrechnung, Investitionsrechnung, Finanzrechnung) 997, dessen Rechengrößen (Kosten und Erlöse, Einzahlungen und Auszahlungen) nach umweltbezogenen Gesichtspunkten differenziert sind sowie aus der umweltbezogenen Erweiterung der Umweltkosten- und -leistungsrechnung bzw. des Umweltkosten- und -leistungsmanagements 998. Kern des umweltbezogen erweiterten Rechnungswesens bildet die Bilanzierung von Stoff- und Energieflüssen sowie die darauf basierende Berechnung der Umweltauswirkungen (Umweltwirkungsrechnung). 999

995 996 997 998 999

EU 2003a, Art. 1, Punkt 14, ABl. L 178/18 und EU 2003a, Art. 2, Punkt 10, ABl. L 178/20. Vgl. EU 2003a, ABl. L 178/17 (in Erwägung nachstehender Gründe: Grund 9). Vgl. etwa Haberstock 2005, S. 5 ff. u. S. 12 f. und Schmidt 1996, S. 13 f. Die Entwicklung der Kostenrechnung zum Kostenmanagement skizziert Kapitel 3.2. Somit können zunächst eine „umweltbezogen differenzierte Kosten- und Leistungsrechnung“ und eine „umweltbezogen erweiterte Kosten- und Leistungsrechnung“ unterschieden werden. Letztere wird oft auch als „Umweltkosten- und -leistungsrechnung“ oder – je nach Abgrenzung des Begriffes der Umweltleistung oder sprachlicher Vereinfachung – nur als „Umweltkostenrechnung“ bezeichnet (zur Abgrenzung des Begriffs der Umweltleistung siehe Kapitel 3.3.1). Als Überbegriff für beide Formen wird der Begriff „umweltbezogene Kosten- und Leistungsrechnung“ bzw. – wieder vereinfachend – „umweltbezogene Kostenrechnung“ gewählt. An dieser Stelle muss bemerkt werden, dass die obige begriffliche Differenzierung lediglich eine Momentaufnahme unter den gegenwärtigen ökologischen Rahmenbedingungen des Wirtschaftens darstellt. Je nach Umweltkostenkonzept - und dem damit verbundenen mehr oder weniger umfassenden Begriff von Umweltkosten - geht die umweltbezogen erweiterte Kostenrechnung (mehr oder weniger) in einer umweltbezogen differenzierten Kostenrechnung auf. In einer Rahmenordnung des Wirtschaftens auf hohem ökologischen Niveau (ökologische Nachhaltigkeit) würde eine – nach den obigen gegenwärtigen Maßstäben klassifizierte – umweltbezogene Kostenrechnung letztlich die Rolle einer traditionellen Kostenrechnung einnehmen.

216 Die Gestaltung jeglicher Kostenrechnung - so auch einer umweltbezogenen Kostenrechnung hat sich an den Managementaufgaben Planung, Steuerung, Kontrolle und Dokumentation zu orientieren. 1000 Wird vom Management eine defensive Umweltschutzstrategie verfolgt, so ist es zweckmäßig, aus dem Datenmaterial der Buchhaltung und Kostenrechnung umweltschutzbedingte Kosten- (und Erlös-)veränderungen herauszurechnen und damit eine innere Differenzierung von Kosten und Erlösen vorzunehmen. Wird eine offensive Umweltschutzstrategie verfolgt, so ist diese Vorgangsweise allein nicht ausreichend. Vielmehr sind die vom Unternehmen direkt und/oder indirekt verursachten Umweltwirkungen zu erfassen, zu verrechnen und auszuweisen. Die so entstandene, umweltbezogen erweiterte Kosten- und Leistungsrechnung bildet den instrumentellen Kern für ein (Umwelt-)Controlling mit seiner systemkoppelnden und seiner systembildenden Koordinationsfunktion.1001 Darüber hinaus ist die umweltbezogen erweiterte Kosten- und Leistungsrechnung ein unverzichtbarer Informationslieferant für eine entsprechende Erweiterung der Rechnungslegung.1002

3.2

Von der klassischen Kostenrechnung zum Kostenmanagement

Die klassische Kostenrechnung kann als jener Teil des betrieblichen Rechnungswesens charakterisiert werden, der Informationen über das Betriebsgeschehen bereitstellt, um dieses kurzfristig steuern zu können. Allgemeiner Zweck der Kostenrechnung ist es, „festzustellen, welcher Güterwert für die Erstellung von Wirtschaftsleistungen verbraucht worden ist“1003. Ihr Schwerpunkt liegt hierbei auf der Erfassung bereits angefallener Kosten und deren Zurechnung auf Produkte. Zugleich bildet sie auch das Fundament für das Kostenmanagement. 1004 Dieses dient zur Abschätzung zukünftig entstehender Kosten. Ihr Schwerpunkt liegt hierbei auf der zukunftsgerichteten, verursachungsgerechten Gestaltung von Kosten.1005

3.2.1

Entwicklung und Aufgabenfelder des Kostenmanagements

Die Kostenrechnung dient sowohl betriebsinternen als auch betriebsexternen Informationszwecken. So wirkt sie unterstützend bei der – im Rahmen der Rechnungslegung – zu erstellenden Jahresbilanz, indem sie fertige und halbfertige Erzeugnisse und selbsterstellte Anlagen erfasst und bewertet.1006 Hauptsächliche Aufgabenstellung der Kostenrechnung ist 1000 1001 1002 1003 1004 1005 1006

Vgl. Kloock 1990, S. 129. Vgl. Horváth 1994, S. 142 ff. Vgl. Schreiner 1992a, S. 941. Schmalenbach 1956, S. 5. Vgl. Franz 1992, S. 127. Einen Überblick zum Kostenmanagement geben Kaplan/Cooper 1997 und Franz/Kajüter 2002. Vgl. Heinen 1978, S. 337 sowie Kloock/Sieben/Schildbach 1990, S. 17.

217 jedoch die Bereitstellung von Steuerungs- und Lenkungsinformationen für die Unternehmensführung. Im Einzelnen dient die Bereitstellung von Informationen zur1007 (1) Abbildung und Dokumentation des realisierten Betriebsprozesses 1008, (2) Planung und Realisation des Betriebsprozesses, (3) Kontrolle des Betriebsprozesses sowie (4) Steuerung des Verhaltens von Entscheidungsträgern und Mitarbeitern. ad (1) Abbildung und Dokumentation des Betriebsprozesses: Die Kostenrechnung erfasst die angefallenen Erlöse und Kosten (Istwerte) innerhalb einer bestimmten Periode, verrechnet diese auf bestimmte Bezugsobjekte (Produkteinheiten, Produktarten, Aufträge usw.) und weist den Erfolg aus. Damit werden die realisierten Werte von Güterentstehung und Güterverbrauch sowie der Erfolg für das Management abgebildet und dokumentiert. ad (2) Planung und Realisation des Betriebsprozesses: Die Kostenrechnung unterstützt das Management bei der Lösung seiner kurzfristigen Planungsaufgaben, indem sie Informationen über die kostenmäßigen Konsequenzen betrieblicher Entscheidungsalternativen bereitstellt, auf deren Grundlage dann kurzfristige Entscheidungen1009 getroffen werden können (Kosteninformationen für dispositive Zwecke). Hierzu sind die Werte der Erlöse und der Kosten, insbesondere der Kosten von Kostenträgern 1010, in Abhängigkeit von den Ausprägungen der relevanten Kosteneinflussgrößen zu prognostizieren. Zu den kurzfristigen Planungs- und Entscheidungsaufgaben gehören insbesondere: 1011 - Art und Menge der abzusetzenden, zu produzierenden und zu beschaffenden Güter und damit auch über Eigenfertigung oder Fremdbezug und die Annahme oder Ablehnung von Zusatzaufträgen, 1012 - Preisgestaltung für abzusetzende Güter sowie über die innerbetriebliche Leistungsverrechnung und - Entscheidungen zur Optimierung von Verfahren in einzelnen Bereichen des Unternehmens (Absatz, Produktion, Beschaffung etc.) wie etwa Entscheidungen über Losgrößen im Rahmen der Optimierung des Fertigungsverfahrens. Da die Rechnungen hierfür kurzfristig (operativ) 1007 1008 1009

1010

1011

1012

Vgl. Götze 2004, S. 10. Vgl. auch Heinen 1978, S. 337 (Kostenrechnung als vergangenheitsbezogene Darstellungsrechnung). Im Gegensatz dazu werden Investitions- und Finanzierungsrechnungen für die Lösung langfristig wirkender Steuerungsaufgaben eingesetzt. Kostenträger sind erzeugte Güter und innerbetriebliche Leistungen, die einen Wertverzehr auslösen und daher Kosten tragen sollen, wie etwa Produkteinheiten, Produktarten oder Aufträge. Zu den einzelnen Planungsaufgaben der betrieblichen Kostenrechnung vgl. Kloock/Sieben/ Schildbach 1990, S. 16 f. Hierzu können u.a. Preisuntergrenzen für Absatz- und Preisobergrenzen für Beschaffungsgüter gebildet werden.

218 ausgerichtet sind, gehen sie von einem mengenmäßig unveränderten Potentialfaktorbestand aus und beziehen sich regelmäßig nur auf eine Periode (Monat, Quartal). ad (3) Kontrolle des Betriebsprozesses: Die Kostenkontrolle dient zur Überwachung der Wirtschaftlichkeit von Betriebsbereichen, Produktgruppen u.a. und zur Gewinnung von Informationen zur Verbesserung der betrieblichen Prozesse. Dazu gehört auch die Gegenüberstellung von Plangrößen und Vergleichsgrößen mit anschließender Feststellung der Kostenabweichungen und Analysen der Abweichungsursachen. In Kontrollrechnungen wird durch Vergleich der festgestellten Ist-Größen mit den Vorgaben (etwa in der Plankostenrechnung: Plankosten für die geplante Ausbringung oder Beschäftigung, Sollkosten als abgeleitete Plankosten bei Ist-Beschäftigung) festgestellt, ob und inwieweit Ziele erreicht, d.h. Kostenund Leistungsbudgets eingehalten worden sind. Informationen der Kostenrechnung fließen auch im Rahmen von Betriebs- und Zeitvergleichen ein sowie in das Benchmarking als spezifische Form des kennzahlengestützten Vergleichs von Unternehmen oder von Unternehmensbereichen. ad (4) Steuerung des Verhaltens von Entscheidungsträgern und Mitarbeitern: Die Kostenrechnung trägt durch Vorgabe von Erlös- und Kostenzielen sowie durch die angesprochenen Kontrollen zur Steuerung der Unternehmensprozesse bei. Darüber hinaus kann durch gezielte Weitergabe von Kosten- und Erlösinformationen an Mitarbeiter und Entscheidungsträger ihr Verhalten beeinflusst werden, wobei eine besonders starke Wirkung zu erwarten ist, wenn dies im Zusammenhang mit einem Anreizsystem geschieht. Dieser Aufgabenbereich der Kostenrechnung ist auch Teil des nachfolgend skizzierten Kostenmanagements. Anfang der 1990er Jahre wurde die Kritik an den traditionellen Kostenrechnungssystemen im einschlägigen Schrifttum immer lauter:1013 Zu spät, zu aggregiert und zu verzerrt seien die Kosteninformationen, um als Grundlage für die unternehmerische Steuerung und Kontrolle dienen zu können. 1014 Automatisierung und Nischenpolitik führte vielfach zu einem zum Teil dramatischen Anstieg der Gemein- und Fixkosten. 1015 Zugleich wurde in empirischen Studien erhoben, dass in den traditionellen Kostenrechnungssystemen in Industrie und Gewerbe

1013

1014

1015

In der US-amerikanischen Literatur setzte die diesbezügliche Diskussion einige Jahre früher ein (vgl. etwa Johnson/Kaplan 1987, S. 1). Vgl. etwa Horváth et al. 1993. Dellmann/Franz sprechen geradezu von einem Relevanzverlust traditioneller Methoden (vgl. Dellmann/Franz 1994, S. 15). So ist etwa im Siemens Gerätewerk Amberg vom Jahr 1960 bis ins Jahr 1990 der Anteil der Gemeinkosten an den Gesamtkosten kontinuierlich von 34% auf 70% gestiegen, während der Lohnkostenanteil im gleichen Zeitraum von 28% auf 6% gesunken ist. Der Materialkostenanteil ist von 38% (1960) auf 24% (1977) gesunken und dann bis 1990 etwa gleich geblieben (vgl. Küting 1991, S. 1421).

219 „Lohn“ als der Kostenbestimmungsfaktor und die Bezugsgröße angelegt ist, der wertmäßige Anteil der anfallenden Lohnkosten hingegen nur eine nachrangige Bedeutung hat.1016 Liberalisierung der Weltmärkte, Globalisierung und die Öffnung der Ostmärkte haben seit 1990 zu einer verschärften Wettbewerbsdynamik und zu Veränderungen der Wettbewerbsposition für viele Unternehmen geführt, in denen Kosten eine Schlüsselposition einnehmen. Die stärkere Berücksichtigung von Kunden- und umweltbezogenen Forderungen, die Fokussierung auf Prozessabläufe und ein stärkeres Einbeziehen der Mitarbeiter bei der Kostengestaltung sind weitere Beispiele für neue Herausforderungen, deren praktische Bewältigung ein über die klassische Kostenrechnung hinausgehendes Management zur Beeinflussung der Kosten in den Unternehmen erfordert. Deshalb ist die Kosten- und Leistungsrechnung konzeptionell zu ergänzen und weiter zu entwickeln, um die Unternehmensführung bei der Suche nach (neuen) Rationalisierungs- und Erfolgspotentialen - vor allem im strategischen Kontext - besser unterstützen zu können. Die Kostenrechnung ist auf kurzfristige Lösungen bei gegebenen Strukturen und Kapazitäten (Betriebsbereitschaft mit gegebenen Produktionsverfahren und Produktarten) ausgerichtet. Sie wertet anhand der installierten Kostenrechnungssysteme letztlich Informationen über die betriebliche Effizienz aus, nicht jedoch über die betriebliche Effektivität, da sie sich im Allgemeinen auf die Analyse der Abweichungen zwischen Ist- und Plan- bzw. Sollwerten (oder auch Normalwerten) bei Kosten und Erlösen beschränkt 1017 und daher keine wirksame Kontrolle der Fixkosten erfolgen kann. Vor allem bei hoher Wettbewerbsintensität sind jedoch Informationen erforderlich, wie sich Kosten und Erlöse zukünftig verbessern lassen. Hier setzt das Kosten- und Erlösmanagement 1018 an: Es ist auf eine langfristige Veränderung der Ursachen für die Entstehung von Kosten und Erlösen, d.h. auf Kostenbestimmungsfaktoren von Produkten, Prozessen und Ressourcen sowie auf Potentiale ausgerichtet und kann als Gesamtheit aller Steuerungsmaßnahmen durch das Management definiert werden, die der zielorientierten, antizipativen Beeinflussung des Niveaus sowie der Strukturen und Verläufe von Kosten und Erlösen dienen, um die relative Kosten- und Erlösposition des

1016

1017 1018

„Lohn“ bildet mit 75% Gewichtung den Betrachtungsschwerpunkt der traditionellen Kostenrechnungssysteme, gefolgt von „Gemeinkosten“ mit 15% und „Material“ mit 10%. Beim Kostenanfall liegt jedoch der Anteil der Gemeinkosten bereits bei 50%, gefolgt vom Anteil der Materialeinzelkosten in Höhe von 37% und dem Anteil der Fertigungseinzelkosten (“Lohn“) in Höhe von 13% der Gesamtkosten (vgl. Coenenberg/ Fischer 1991, S. 24). Vgl. Fischer 1993a, S. 126 und Fischer 1993b, S. 27 ff. Da eine Verbesserung der Kostensituation und eine Erhöhung der Kostenflexibilität auch zur Herabsetzung der Erfolgsrisiken führt, wurde die zu Beginn der 1990er Jahre geführte Debatte des „Kostenmanagements“ (vgl. Reiß/Corsten 1990, S. 390 ff.) bald zur Debatte des „Kosten- und Erlösmanagements“ (vgl. Lorson 1994, S. 179).

220 Unternehmens in einem immer dynamischeren Wettbewerbsumfeld dauerhaft zu sichern und zu verbessern. 1019 Zum Begriff des Kostenmanagements werden auch jene Führungsaufgaben des Unternehmens gezählt (Planungs-, Kontroll-, Informations-, Organisations-, Personalführungs- und Controllingaufgaben) 1020, die unmittelbar an das Aufgabensystem der Kostenrechnung anknüpfen (Steuerung des Verhaltens der Entscheidungsträger) und in der betrieblichen Praxis mehr oder weniger mit diesem überlappen. Die Gestaltungsobjekte des Kosten- und Erlösmanagements sind nicht monetäre Größen sondern deren reale Bestandteile (Inputkomponenten, Prozesse, Produkte sowie Potentiale 1021). Dabei kann es sich um interne Informationen ebenso handeln (etwa Durchlaufzeit eines Auftrages oder die Fehlerquote in einem Prozess) wie um externe Informationen (etwa die Kosten- und/oder Erlösposition eines Mitbewerbers). Als Ausprägungen können ein operatives bzw. reaktives und ein strategisches bzw. strategieorientiertes1022 Kosten- und Erlösmanagement unterschieden werden. Ersteres kommt vor allem bei kurzfristigen Ergebniseinbrüchen zum Einsatz. Die kostenbezogenen Maßnahmen reichen von (pauschalen) Budgetkürzungen, Verschiebung oder Stornierung von Projekten bis zum kurzfristigen Personalabbau. Zum Ausgleich der Ergebnisminderungen werden etwa Preisnachlässe, Rabatt- und Skontokonditionen korrigiert. Die wesentlichen Merkmale eines strategieorientierten Kosten- und Erlösmanagements sind: 1023 - Ganzheitlichkeit, d.h. die Kosten- und Erlösbeeinflussung erstreckt sich über den gesamten Produktlebenszyklus einschließlich Entsorgung 1024; - Kundenorientierung, d.h. die strikte Ausrichtung der Produktgestaltung an Kundenforderungen, -erwartungen und -nutzen; - Prozessorientierung, d.h. die ganzheitliche Betrachtung der Prozesse im Wertschöpfungssystem vom Zulieferer bis zum Endkunden; 1019 1020 1021 1022

1023 1024

Vgl. Dellmann/Franz 1994, S. 17. Vgl. Kajüter 2000, S. 84 ff. Vgl. Fischer 2002, Sp. 1090. Da die Instrumente des „strategischen Kostenmanagements“ nicht alle strategischen Charakter aufweisen, plädieren Horváth/Brokemper für den Begriff „strategieorientiertes Kostenmanagement“ (vgl. hierzu Horváth/Brokemper 1998, S. 585 ff.). Vgl. Franz/Kajüter 1997, S. 14 f. Ein besonderes Augenmerk wird auf die frühen Phasen des Produktlebenszyklus gelegt. Schließlich liegt in den Phasen Produktentwicklung, Produktions- und Absatzvorbereitung das größte Potential für die Kostengestaltung, da in diesen Phasen 70-80 % der Kosten festgelegt werden, auch wenn diese erst später anfallen. Vgl. hierzu Franz/Kajüter 2000, S. 107 und Bürgel/Zeller 1997, S. 219.

221 - Mitarbeiterpartizipation, d.h. die Einbindung der Mitarbeiter in ein vorsorgendes Qualitätsmanagement und die kontinuierliche Verbesserung von Produkten und Prozessen; - Unternehmensvergleich, d.h. systematisches Benchmarking der Kosten- und Erlösposition mit Wettbewerbern und branchenfremden Unternehmen. Abb. 3-2 veranschaulicht die skizzierten Ausprägungen und Entwicklungstendenzen. Schwerpunkt der Kosten- und Erlösbeeinflussung

informationsversorgungsbezogen

Kosten- und Leistungsrechnung

Operatives Kosten- und Erlösmanagement

und Erlösmanagement

führungsbezogen

Kosten- und Erlösgestaltung (proaktive, strategische Ausrichtung)

Strategieorientiertes Kosten-

Ausprägung der Führungs(sub)systeme

„Optimierung“ von Kosten und Erlösen (reaktive, operative Ausrichtung)

Abb. 3-2: Erweiterung der Kosten- und Leistungsrechnung zum Kosten- und Erlösmanagement (Quelle: eigene)

Bei der Beeinflussung von Kosten können im Wesentlichen drei Aufgabenfelder unterschieden werden, in denen spezifische Instrumente des Kostenmanagements1025 zum Einsatz gelangen: 1026 (1) das Aufgabenfeld des Kostenstruktur-Managements, (2) das Aufgabenfeld des Kostenverlauf-Managements und (3) das Aufgabenfeld des Kostenniveau-Managements. ad (1) Kostenstruktur-Management: Das Management der Kostenstruktur setzt bei der Frage der Unausgewogenheit von fixen und variablen Kosten bzw. Gemein- und Einzelkosten an.

1025

1026

Die im Zuge der Erläuterung der einzelnen Aufgabenfelder genannten und kursiv hervorgehobenen Instrumente des Kostenmanagements werden weiter unten im Rahmen ihrer zusammenfassenden Darstellung in Tab. 3-1 skizziert. Vgl. Dellmann/Franz 1994, S. 17, Reiß/Corsten 1992, S. 1480 ff. und Reiß/Corsten 1990, S. 390 ff.

222 Ziel des Kostenstruktur-Managements ist die Optimierung einer fixkosten- und gemeinkostenlastigen Kostenstruktur in Abhängigkeit von Betriebsgegenstand und Betriebsgröße.1027 Vom Kostenmanagement werden insbesondere die Instrumente Fixkostenmanagement, Prozesskostenrechnung, Zielkostenrechnung, Lebenszykluskostenrechnung und Cost Benchmarking eingesetzt, um die Kostenstruktur eines Unternehmens vorteilhaft zu gestalten. 1028 ad (2) Kostenverlauf-Management: Das Management des Kostenverlaufs setzt an der Reagibilität der Kosten in Bezug auf die Ausbringungsmenge an. Hierbei lassen sich kontinuierliche Kostenverläufe (progressive Kosten, proportionale Kosten, degressive Kosten und fixe Kosten) sowie diskontinuierliche Kostenverläufe, insbesondere sprungfixe Kosten unterscheiden. Zu den Instrumenten, die das Kostenmanagement hierbei einsetzt, gehören neben den kurzfristigen Kostenanalysen, mehrperiodischen Kostenvergleichen und dem Erfahrungskurvenkonzept insbesondere das Fixkostenmanagement und die Prozesskosten-

rechnung. ad (3) Kostenniveau-Management: Die Beeinflussung des allgemeinen Kostenniveaus im Rahmen eines Kostenniveau-Managements setzt an der Mengen- und der Wertkomponente der Kosten 1029 an. Als Ansatzpunkte für Kostenreduktionen ergeben sich die Höhe der Gesamtkosten, die Höhe der Kosten in einzelnen Organisationseinheiten und die Höhe der Stückkosten. Neben älteren Instrumenten, wie dem Zero-Base-Budgeting1030 und der Gemeinkosten-Wertanalyse 1031 gelangen hierfür in der jüngeren Vergangenheit zunehmend Instrumente wie die Prozesskostenrechnung, die Zielkostenrechnung, die Lebenszykluskostenrechnung und das Cost Benchmarking zum Einsatz. 1032

1027 1028 1029 1030

1031

1032

Vgl. Graumann 2004, S. 204. Vgl. Kremin-Buch 2004, S. 16. Vgl. Graumann 2004, S. 202 f. Das Zero-Base-Budgeting wird zur Planung von Gemeinkosten in den Unternehmen eingesetzt. Grundidee dabei ist, die geplanten Tätigkeiten mit Hilfe von Kosten-Nutzen-Analysen jeweils „from base zero“ aus zu rechtfertigen, d.h. so als würde das Unternehmen erst gegründet. Hierzu ausführlich Dreyfack/Seibel 1978. Ziel der Gemeinkosten-Wertanalyse ist es, die Gemeinkosten im Unternehmen zu senken, ohne das Qualitätsniveau der innerbetrieblichen Leistung für die Leistungsempfänger im Unternehmen zu senken. Erreicht werden soll dies durch Steigerung der Effizienz und durch den Abbau nicht erforderlicher Leistungen. Ausführlich hierzu Huber 1987. Vgl. Kremin-Buch 2004, S. 12 f.

223 3.2.2

Jüngere Instrumente des Kosten- und Erlösmanagements und allfällige Bezüge zur ökologischen Nachhaltigkeit

Tabelle 3-1 gibt einen zusammenfassenden Überblick über den Instrumenteneinsatz des Kosten- und Erlösmanagements. Instrumente des Kosten- und Erlösmanagements 1)

Fixkostenmanagement Prozesskostenrechnung

1) 2)

Lebenszykluskostenrechnung

1) 2) 1)

Zielkostenrechnung (Target Costing) 1)

Cost Benchmarking kurzfristige Kostenanalysen mehrperiodische Kostenvergleiche Erfahrungskurvenkonzept Zero-Base-Budgeting Gemeinkosten-Wertanalyse 1) 2)

… zur vorrangigen Beeinflussung von Kostenstruktur Kostenverlauf Kostenniveau x x x x x x x x x x x x x x x x

Jüngere Instrumente des Kostenmanagements, die in der Praxis zunehmend Anerkennung finden Instrumente des Kostenmanagements, die in den Kapiteln 3.4 bis 3.5 sowie im Kapitel 4.2 unter ökologisch-nachhaltiger Perspektive angewendet bzw. spezifisch weiterentwickelt werden

Tab. 3-1: Instrumente des Kosten- und Erlösmanagements und deren vorrangige Einsatzfelder (Quelle: nach Kremin-Buch 2004, S. 10 ff.)

In folgenden werden jene fünf jüngeren Instrumente des Kosten- und Erlösmanagements vorgestellt, deren Informationen zur Beeinflussung von Kostenstruktur und Kostenniveau dienen. Diese Kosteninformationen fliesen daher auch in mittel- und langfristigen Entscheidungen ein und sind – hinsichtlich der zeitlichen Perspektive – für Entscheidungen zu einer nachhaltigkeitsorientierten Adaption bzw. Weiterentwicklung ebenso von Interesse. ad Fixkostenmanagement, Tab. 3-1: Im Rahmen des Fixkostenmanagements sollen die Fixkosten als gestaltbares Kostenpotential verstanden werden, um die Reaktionsfähigkeit des Unternehmens bei sich verändernden Umfeldbedingungen zu erhöhen. Grundsätzlich können drei verschiedene Strategien des Fixkostenmanagements unterschieden werden: die Fixkostenreduktion, die Fixkostenumwandlung (Umwandlung von fixen in variable Kosten) und die Fixkostenumlastung (Umwandlung von Leerkosten in Nutzkosten durch höhere Auslastung von fixkostenverursachenden Potentialfaktoren). 1033 1033

Vgl. etwa Graumann 2004, S. 205 ff. und Coenenberg 1999, S. 423 ff.

224 ad Prozesskostenrechnung, Tab. 3-1: Die Prozesskostenrechnung ist die Antwort auf die angesprochene Veränderung der Kostenstrukturen (Steigerung der Gemeinkosten) und der sich damit herausbildenden mangelnden Steuerungskraft der traditionellen Kostenrechnung 1034. Die Hauptaufgaben der Prozesskostenrechnung sind deshalb 1035: (1) Sichtbarmachung der aufwandsbezogenen Bedeutung der Prozesse durch Definition der Leistungen bzw. Aktivitäten indirekter Bereiche und Bewertung ihrer Ressourcenbeanspruchung, (2) Sichtbarmachung der mittel- und langfristigen Einflussgrößen der Kosten- bzw. Ressourcenveränderung durch Festlegung von sogenannten Kostentreiber1036 für leistungsmengeninduzierte Prozesse und von Maßgrößen für leistungsmengenneutrale Prozesse. Auf Grundlage definierter Prozesse, zugeordneter Ressourcen und der festgelegten Kostentreiber soll ein permanentes Gemeinkostenmanagement ermöglicht werden. (3) Verursachungsgerechte Zurechnung der Prozesskosten auf Produkte, Aufträge, Kunden oder Marktsegmente, um die Inanspruchnahme von Ressourcen aus dem indirekten Bereich aufzuzeigen. ad Lebenszykluskostenrechnung, Tab. 3-1: Die Lebenszykluskostenrechnung basiert auf der Erkenntnis, dass ein Produkt über seinen gesamten Lebenszyklus hinweg zu Kosten und Erlösen führt. Sie ist den Vereinigten Staaten von Amerika entwickelt worden und diente dort der Wirtschaftlichkeitsbeurteilung von Großprojekten im industriellen Anlagenbau, in der Luft- und Raumfahrttechnik sowie im militärischen Bereich. Im deutschsprachigen Raum findet die Lebenszykluskostenrechnung seit Mitte der 1980er Jahre Anwendung. Sie ist keine eigenständige Methode, sondern fast verschiedene bekannte Methoden unter dem Dach einer Methodensammlung zusammen. So werden etwa Methoden der Systembewertung (Nutzwertanalyse, Trade-off-Studien) und Verfahren zur Kostenprognose (Kostenstrukturprognose, Kostenschätzverfahren) sowie Risikoanalysen, Amortisationsrechnung und Diskontierungsrechnung in Kombination zur Anwendung gebracht.1037 Auch wenn korrekterweise von einer „Lebenszykluskosten- und -erlösrechnung“ zu sprechen wäre, dominiert die Analyse der Kostenseite, weshalb im Schrifttum überwiegend von „Lebenszykluskostenrechnung“, von „Life Cycle Costing“ oder – dem strategieorientierten Kostenmanagement für dessen langfristige Planungen und Rechnungen als Hilfsmittel zugeordnet – von „Lebenszykluskostenmanagement“ gesprochen wird. 1038 Der klassische Produktlebenszyklus 1039 (Markteinführung, 1034

1035 1036

1037 1038

Johnson/Kaplan haben in dieser Zeit in den USA das sog. Activity-Based-Costing entwickelt, das einerseits den bestehenden methodischen Mangel beseitigt hat, dass die Verrechnung von Fertigungsgemeinkosten über Maschinenstundensätze sowie der Einsatz differenzierter Bezugsgrößen in den USA kaum bekannt war, und das andererseits als Vorläufer der Prozesskostenrechnung im deutschsprachigen Raum betrachtet wird. Ausführlich hierzu Johnson/Kaplan 1987. Harsche Kritik an der Prozesskostenrechnung wegen des mangelnden „Innovationsgrades“ übt Seicht (vgl. Seicht 2001, S. 554 ff.). Vgl. Mayer 2002, Sp. 1622 und Graumann 2004, S. 254. Ein Kostentreiber ist eine Bezugsgröße, von der die Häufigkeit des Prozesses abhängt oder mit der der Prozess zumindest hinreichend verlässlich korreliert. Vgl. Back-Hock 1988, S. 8 ff. Vgl. Rückle 2002, Sp. 1205.

225 Wachstum, Reife, Sättigung, Degeneration) wird um den Vorleistungszyklus (Umfeldanalyse, Forschung und Entwicklung, Konstruktion) und um den Nachleistungszyklus (Wartung/ Instandhaltung, Reparatur, Entsorgung) erweitert.1040 Die Vorlauf- und die Folgekosten haben in den letzten Jahren im Zuge des verschärften und internationalisierten Wettbewerbs höhere Bedeutung erlangt und können in bestimmten Branchen – wie etwa in der Automobilindustrie – in die Milliarden Euro gehen. 1041 Dazu tragen auch das gestiegene Umweltbewusstsein in der Gesellschaft sowie neuere umweltrechtliche Vorgaben bei, deren Beachtung inzwischen zu einem relevanten Wettbewerbsfaktor geworden ist.1042 Hauptaufgaben der Lebenszykluskostenrechnung sind die Minimierung der Lebenszykluskosten sowie die Ermittlung der Rentabilität des Produktes während des gesamten Produktlebenszyklus. 1043 In der Initiierungs- und Konzeptionsphase eines Produktes werden im Rahmen der Lebenszykluskostenrechnung Kosteneinflussgrößenfunktionen gebildet, die auf Erfahrungswerten und statischen Auswertungen beruhen. Auf Grundlage dieser Kosteneinflussgrößenfunktionen können dann Vergleichsrechnungen und Sensitivitätsanalysen vorgenommen werden, um die Beziehungen zwischen Vorlauf- und Nachlaufkosten im Kontext von Leistungsanforderungen und Zeitvorgaben analysieren und beurteilen zu können. So kann mittels Kosteneinflussgrößenfunktionen analysiert werden, ob etwa eine größere Systemzuverlässigkeit, welche höhere Vorlaufkosten zur Folge hat – insgesamt gesehen – zu einer Verringerung der Kosten für die Instandhaltung beiträgt. Dieses Beispiel macht den Hauptzweck der Lebenszykluskostenrechnung deutlich: Sie soll die Kosten im Nachleistungszyklus durch größere Anstrengungen im Vorleistungszyklus verringern helfen. Größere Anstrengungen im Vorleistungszyklus führen zwar regelmäßig zu höheren Vorlaufkosten, das Ausmaß der Verringerung der Nachlaufkosten soll jedoch eine Verminderung bzw. Minimierung der Gesamtkosten über den Lebenszyklus bewirken. 1044 ad Zielkostenrechnung, Tab. 3-1: Bei der Zielkostenrechnung bzw. beim Target Costing handelt es sich um ein marktorientiertes Konzept zur Planung, Steuerung und Kontrolle der Kosten. Es wird vor allem von Unternehmen angewendet, die auf wettbewerbsintensiven Märkten Produkte mit kurzen Lebenszyklen anbieten1045. Seinen Ursprung findet dieses

1039

1040

1041 1042

1043 1044 1045

Zum klassischen Produktlebenszyklus siehe ausführlich Cox 1967, S. 375 ff., Meffert 1974, S. 85, Höft 1992, S. 17 ff. Vgl. Freidank/Götze/Huch/Weber 1997, S. 226 ff. und Klein 1997, S. 51. Auch wenn durch die Aufzählung der einzelnen Phasen und Aktivitäten der Anschein eines seriellen Ablaufes erweckt wird, so überlagern sich diese über den gesamten Lebensweg hinweg gesehen. Vgl. Schirmer 1990, S. 894. Vgl. etwa die „Richtlinie 2000/53/EG des Europäischen Parlaments und des Rates vom 18. September 2000 über Altfahrzeuge“ (EU 2000), wonach ab dem Jahr 2007 sämtliche Altfahrzeuge von den Herstellern auf deren Kosten entsorgt werden müssen. Vgl. Kremin-Buch 2004, S. 146 f. Vgl. Küpper/Weber 1995, S. 311. Vgl. Kremin-Buch 2004, S. 105.

226 Konzept in japanischen Unternehmen, die ihre Wettbewerbsfähigkeit und Gewinnsituation in den 1970er Jahren wieder verbessern wollten. 1046 Um dies zu erreichen, sollten die Stückkosten der Produkte gesenkt werden. Am Beginn der Produktentstehung steht deshalb nicht mehr primär die Frage: „Was wird uns ein Produkt kosten?“ und „Wie können wir die aus der Produktbereitstellung anfallenden Kosten an die Kunden weitergeben?“ (technologieund unternehmensgetriebener Ansatz), sondern die Frage: „Was darf uns ein Produkt bzw. eine Kundenlösung kosten?“ (marktorientierter Ansatz).1047 Die Zielkostenrechnung entspricht zwar dem Grundsatz nach einer retrograden Kalkulation bzw. Differenzkalkulation im Handelsbetrieb, vertieft sich aber - ausgehend von der Gesamtproduktebene - vor allem in die frühen Phasen der Produktentstehung hinein mit dem Fragenblock: „Was dürfen uns einzelne Merkmale, Funktionen, Komponenten und Prozesse eines Produktes bzw. einer Kundenlösung kosten?“ 1048 Nach Generierung einer (neuen) Produktidee werden zunächst Produktfunktionen und Produktqualität sowie Zielpreis und Mengen seitens der Marktforschung festgelegt. Nach Abzug des angestrebten Gewinnes vom Zielpreis ergeben sich die sog. Allowable Costs, d.h. die vom Markt erlaubten, zur Erreichung des Gewinnzieles höchstzulässigen Kosten (= „Zielkosten“ nach Horváth/Niemand/ Wolbold 1049). Ein Vergleich der Zielkosten mit den Drifting Costs (Selbstkosten auf Basis bisheriger oder geschätzter Standardkosten unter Beibehaltung bestehender Technologien und Prozesse) ergibt in der Regel eine Überschreitung der Zielkosten durch die Drifting Costs1050 und zeigt den allfälligen Kostensenkungsbedarf auf, was eine Hauptaufgabe der Zielkostenrechnung ist. Abweichend von der obigen Definition der Zielkosten (als Differenz zwischen Zielpreis und angestrebtem Gewinn) versteht etwa das Kostenmanagement von Toyota unter Zielkosten die Differenz zwischen den Drifting Costs und den vom Markt erlaubten Kosten. 1051 ad Cost Benchmarking, Tab. 3-1: Cost Benchmarking ist eine spezielle Form des Benchmarking, bei dem ein Unternehmen durch den Vergleich mit anderen Unternehmen oder Unternehmensbereichen Informationen zur Verbesserung seiner Kostenposition gewinnt. Der Vergleich richtet sich dabei auf Unternehmen, die als besonders leistungsstark bzw. vorbildlich in einem oder mehreren – ähnlichen oder vergleichbaren – Bereichen gelten.1052 Im Schrifttum herrscht Einigkeit darüber, dass sich Prozesskostenrechnung und Cost Benchmarking gut ergänzen, da (1) Cost Benchmarking gerade in indirekten Bereichen – dem Einsatzgebiet der Prozesskostenrechnung – hohe Kostensenkungspotentiale aufzeigt, (2) in indirekten Bereichen Interessenskonflikte mit Konkurrenten in vielen Fällen geringer sind als 1046 1047 1048 1049 1050 1051 1052

Vgl. ausführlich hierzu Monden/Sakurei 1989. Vgl. Kremin-Buch 2004, S. 105 f. Vgl. Seidenschwarz 2002, Sp. 1935. Vgl. Horváth/Niemand/Wolbold 1993, S. 11. Vgl. hierzu auch Wöhe 2000, S. 1195. Vgl. Horváth/Niemand/Wolbold 1993, S. 12. Vgl. etwa Graumann 2004, S. 298 und Riegler 2002, Sp. 126 ff.

227 in direkten Bereichen, d.h. ein diesbezügliches Benchmarking unter Konkurrenten möglich erscheint und (3) ein branchenübergreifendes Benchmarking erfolgreich sein kann.1053

Schwerpunkt der Kosten- und Erlösbeeinflussung

informationsversorgungsbezogen

Umweltbzw. Ökologiebezug

und Erlösmanagement

führungsbezogen

Kosten- und Erlösgestaltung (langfristige, proaktive Ausrichtung)

Strategieorientiertes Kosten-

Operatives Kosten- u. Erlösmanagement

Kosten- und Leistungsrechnung

Ausprägung der Führungs(sub)systeme

„Optimierung“ von Kosten und Erlösen (kurzfristige, reaktive Ausrichtung)

Abb. 3-3: Umwelt- bzw. Ökologiebezug von Kostenrechnung und Kostenmanagement (Quelle: Prammer 2005a, S. 113)

Werden Umweltaspekte und Umweltwirkungen als Erkenntnisobjekte in die Unternehmensführung einbezogen 1054, so entsteht – je nach umweltbezogener Strategie – ein Anpassungsoder Entwicklungsbedarf in den Bereichen Kostenrechnung und Kostenmanagement (Abb. 3-3): 1055 (1) Die klassische Kostenrechnung ist umweltbezogen zu differenzieren und/oder ökologisch zu erweitern. 1056 (2) Moderne Konzepte des Kostenmanagements sind umweltbezogen zu adaptieren und ökologisch zu erweitern. Von den modernen Instrumenten des Kosten- und Erlösmanagements weißt die Lebenszykluskostenrechnung hinsichtlich des zeitlichen Bezugs („Welche zeitliche Ausrichtung ist gegeben?“; „Integrierte Sichtweise“) und des sachlichen Bezugs („Was wird betrachtet?“; 1053

1054 1055 1056

Vgl. Serfling/Schultze 1997, S. 193 ff. und die beispielhafte Erläuterung in Horváth/Gleich/Lamla 1993, S. 214 f. Siehe Kapitel 2.8. Vgl. Schreiner 1992b, S. 470 f. Vgl. auch die Ausführungen in Kapitel 3.1.

228 „Produkt“) die größte Nähe zum ökologischen Produktlebenszyklus als r ökologischen Nachhaltigkeit auf. Jedoch besteht erheblicher Anpassungsbedarf: Neben einer Anpassung des klassischen Produktlebenszyklus zu einem ökologisch determinierten Lebenszyklus sind die verwendeten Rechnungsgrößen an die Maßstäbe der ökologischen Nachhaltigkeit heranzuführen, was auch den Einbezug nicht-monetärer Rechnungsgrößen in die Lebenszyklus(kosten)rechnung bedeutet. Mit der Flusskostenrechnung ist im letzten Jahrzehnt ein Kostenrechnungsansatz entworfen worden, der durch die stoff- und energieflussorientierte Zuordnung der Kosten die Aufmerksamkeit auf den stofflich-energetischen Transformationsprozess lenken und neue Einsparpotentiale identifizieren soll. Die Prozesskostenrechnung steht hier Pate mit der Festlegung von Kostentreibern, um Einflussgrößen der Kosten- bzw. Ressourcenveränderung sichtbar zu machen. Die Prozesskostenrechnung wird daher unter dem Gesichtspunkt von Stoff- und Energieflüsse als „Kostentreiber“ in Kapitel 3.4.4.3 weiterverfolgt. Bevor darauf näher eingegangen wird, soll zuvor das Instrument „Umweltkostenmanagement“ theoretisch eingeordnet und abgegrenzt (Kapitel 3.3) sowie mögliche Rechnungsgrößen für den betrieblichen Wertverzehr dieses „Managementsystems“ herausgearbeitet werden (Kapitel 3.4).

3.3

Zur Einordnung und Abgrenzung des integrierten Umweltkostenmanagements

Eine einheitliche Definition von „Umweltkostenmanagement“ lässt sich im umwelt(betriebs)wirtschaftlichen Schrifttum zurzeit nicht finden. Vielmehr werden darunter Ansätze und Verfahren für unterschiedliche betriebliche Problemlösungen zusammengefasst.1057.

3.3.1

Umweltkostenmanagement –Instrumente zur ex-ante-Beeinflussung von Niveau, Struktur und Verlauf von Umweltkosten

Bei einer großen ökologischen Betroffenheit des Unternehmens nehmen Umweltaspekte und Umweltschutzziele einen besonderen Stellenwert ein. Daraus resultierende Chancen- und 1057

Während in den 1990er Jahren zahlreiche Arbeiten publiziert wurden, die dem Bereich der Umweltkostenrechnung zugeordnet werden können (vgl. etwa die Ansätze der Umweltkostenrechnung in Fichter/Loew/Seidel 1997, S. 35, Tab. 3, sowie die Arbeiten von Piro 1994 und Letmathe 1998), sind in den letzten Jahren vermehrt Ansätze veröffentlicht worden, die unter dem Terminus „Umweltkostenmanagement“ subsummiert werden können. Vgl. etwa die Arbeiten von Siestrup 1999, Schaltegger/Buritt 2000, Fassbender-Wynands 2001, Umweltbundesamt Berlin 2003, Bennett/ Rikhardsson/Schaltegger 2003 sowie Malinsky/Prammer 2005.

229 Risikowirkungen gilt es im Rahmen eines umweltbezogenen Kostenmanagements zu erfassen. Dieses kann in seiner Funktionsfähigkeit jedoch nicht losgelöst vom allgemeinen Kostenmanagement betrachtet werden, sondern ist dessen Bestandteil (siehe „Umwelt- bzw. Ökologiebezug“ in Abb. 3-3). Schließlich handelt es sich um die gleichen Managemententscheidungen, die es im Rahmen eines (Umwelt-)Kostenmanagements (besser) zu fundieren gilt. 1058 Das Umweltkostenmanagement müsste sich demnach aus der allgemeinen Definition des Kostenmanagements ableiten lassen. In Anlehnung an Dellmann/Franz 1059 wird daher Umweltkostenmanagement 1060 zunächst als Gesamtheit aller Lenkungs- bzw. Steuerungsmaßnahmen verstanden, die auf die ex-anteBeeinflussung von Struktur und Verlauf von Umweltkosten sowie auf das Senken des Kostenniveaus abstellt. Die Gestaltungsfelder des Umweltkostenmanagements sind – analog dem modernen Kostenmanagement – nicht nur monetäre, sondern vor allem auch nichtmonetäre Größen als Bestimmungsfaktoren von Umweltkosten. Mit den nicht-monetäre Größen kommen die realen Bestandteile von Umweltkosten in Form von Stoff- und Energieflüssen, Rückständen und Umweltwirkungen ins Blickfeld. Während das operative

Kostenmanagement auf die Beeinflussung im Rahmen gegebener Kapazitäten abstellt – und damit zumindest hinsichtlich seiner Informationsversorgungsfunktion mit der Kostenrechnung gleichzusetzen ist – geht das strategieorientierte Kostenmanagement von beeinflussbaren, also variablen Kapazitäten aus. Die ökologische bzw. stofflich-energetische Nähe des Umweltkostenmanagement lässt es zu, ein finanziell ausgerichtetes und ein nicht-finanziell ausgerichtetes Umweltkostenmanagement zu unterscheiden: Bennett/James 1061 definieren mit „Energy and materials accounting“, „Life-cycle assessment“ und „Environmental impact assessment“ drei Gebiete des „environmental-related management accounting“, die in der Schnittmenge der „betrieblichen Sphäre“, des „Produktlebenszyklus“ und der „Gesellschaft“ mit dem nicht-finanziellen Fokus des Umweltkostenmanagements liegen. Im finanziellen Fokus des „environmental-related management accounting“ werden – in Reihenfolge der Schnittmengen wie oben – das „Environmental-related financial management“1062, das „Life-cycle cost assessment“ und das „Environmental externalities costing“ identifiziert. 1058

1059 1060 1061 1062

Durch die Explizierung von umweltbezogenen Kosteninformationen unterstützt das Umweltkostenmanagement betriebliche Entscheidungen im Hinblick auf die Schnittmenge von ökonomisch rationalen und ökologisch gebotenen Handlungsoptionen. Vgl. Dellmann/Franz 1994, S. 17. Auch hier liegt das Verständnis eines integrierten Kosten- und Erfolgsmanagement zugrunde. Vgl. Bennett/James 1998, S. 31 ff. Ein typisches Ziel des „Environmental-related financial management“ besteht darin, das niedrigste Niveau der Umweltschutzkosten als Position im Wettbewerb zu erreichen, wobei von zumindest gleichbleibenden Umweltwirkungen ausgegangen wird (Zahlreiche Praxisbeispiele belegen, dass durch betriebliche Umweltschutzmaßnahmen bedeutende Kostensenkungen erzielt werden können, insbesondere dann, wenn

230 Das Umweltkostenmanagement verbindet damit die monetären und die physische Kostenkomponente und bringt diese Informationen in den (rein) betriebsbezogenen und den lebenszyklusbezogenen betrieblichen Entscheidungsprozess ein.1063 Eine vorherrschende Ausrichtung in dieser Arbeit ist die strategische Ausrichtung des Umweltkostenmanagements unter Fokusierung der – bislang im betriebswirtschaftlichen Schrifttum vergleichsweise wenig thematisierten – nicht-monetären Größen. Die Einbindung zweier Instrumente des Kosten- und Erlösmanagements ist bei der Übernahme der entsprechenden Aufgaben hervorzuheben: Die umweltorientierte Prozesskostenrechnung 1064 soll die Struktur der Umweltkosten dahingehend beeinflussen, dass sich das Niveau der betrieblichen Umweltkosten auf Dauer verringert. Die umweltorientierte Lebenszykluskostenrechnung1065 hat zum Ziel die gesamten Kosten über den Produktlebenszyklus zu analysieren, um die insgesamt kostengünstigste Alternative und damit auch die Struktur der Umweltkosten ausfindig zu machen. Zu diesem Zwecke werden sowohl die Kosten der Vorstufen als auch die der Nachstufen eines Systems einbezogen.

3.3.2

Umweltleistung als Bestandteil des Umweltkostenmanagements?

Im Schrifttum und in den Regelwerken EN ISO 14001 1066, EN ISO 14031 1067 und EMASVerordnung 1068 wird unter „Umweltleistung“ alles subsummiert, was zum einen die Fähigkeit des Managements betrifft, Umweltziele (in Richtung einer nachhaltigen Entwicklung) festzulegen und deren Umsetzung wirksam zu unterstützen1069 und zum anderen im Ergebnis

1063

1064 1065 1066

1067

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additiver durch integrierten Umweltschutz abgelöst wird. Ausführlich hierzu in Bundesumweltministerium/ Umweltbundesamt Berlin 1995). Diese Zielsetzung wird auch in der Definition der International Federation of Accountants (IFAC) deutlich. Demnach ist Environmental Management Accounting „[…] the management of environmental and economic performance through the development and implementation of appropriate environment-related accounting systems and practices. While this may include reporting and auditing in some companies, environmental management accounting typically involves life-cycle costing, full-cost accounting, benefits assessment, and strategic planning for environmental management.” (International Federation of Accountants 2005, S. 19. Zur Erläuterung der Prozesskostenrechnung siehe auch Kapitel 3.2. Zur Erläuterung der LebenszykluskostenRechnung siehe auch Kapitel 3.2. In der EN ISO 14001:2004 stellt der Umweltleistungsbegriff auf die Messbarkeit der Ergebnisse des Managements der Umweltaspekte ab (vgl. Österreichisches Normungsinstitut 2005a, S. 8). In der EN ISO 14031 wird zudem in „operative Umweltleistung“ und in „Managementleistung“ unterschieden. Während erstere die Ergebnisse des Managements der Umweltaspekte fokussiert, bezieht sich letztere auf die Aktivitäten des Managements zur Beeinflussung der Umweltziele sowie der Umsetzung der Umweltziele (vgl. Österreichisches Normungsinstitut 2000c (EN ISO 14031: 1999), S. 8. Vgl. EU 2001a. Vgl. etwa Stahlmann/Clausen, die sich bei der Definition der Umweltleistung offenbar an die „BefähigerKriterien“ („[…] Befähigung des Managements […] das Ziel einer nachhaltigen Entwicklung wirksam zu unterstützen […]“) und die „Ergebnis-Kriterien („[…] unmittelbar oder mittelbar ausgelöste Umweltentlastung […]“) des EFQM-Modells orientieren (Stahlmann/Clausen 2000, S. 30).

231 zur Vermeidung, Verminderung und Beseitigung von Rückständen und Umweltwirkungen führt sowie zur Revitalisierung der natürlichen Umwelt beiträgt. Im Rechnungswesen hat der Begriff „Leistung“ oder „betriebliche Leistung“ eine engere Bedeutung. Werden gemäß der Entstehungsrechnung von der betrieblichen Leistung einer Periode (Gesamtleistung, Produktionswert) die bewerteten Vorleistungen (Güterverbrauch, Gütergebrauch und Dienstleistungen) abgezogen, so ergibt dies die Wertschöpfung.1070 Die Erstellung einer wirtschaftlichen Leistung impliziert somit den Vorgang einer (wirtschaftlichen) Werterhöhung.1071 Im Rechnungswesen findet dies seine Entsprechung durch die Verwendung des Begriffs der Leistungsrechnung. Zugleich ist oft mit der Verwendung von „Kostenrechnung“ auch die Leistungsrechnung eingeschlossen. Ebenso impliziert die begriffliche Verwendung von „Kostenmanagement“ oft „ Leistungsmanagement“. Im Aufgabenfeld der Umweltkostenrechnung bzw. des Umweltkostenmanagement kann jedoch eine „Umweltleistung“ nicht ohne weiteres impliziert sein, da es eine „[…] der betrieblichen Wirtschaftsleistung vergleichbare betriebliche Umweltleistung grundsätzlich nicht gibt.“ 1072 Vielmehr ist jede Leistungserstellung mit einem Entropiezuwachs1073 („Energie- und Stoffdissipation“) verbunden. Auch wenn dem ökonomischen Leistungsbegriff kein ökologisch affines Konstrukt im Sinne einer erzielbaren ökologischen Wertschöpfung gegenübergestellt werden kann, so ist Umwelt-

leistung 1074 in dieser Arbeit zu verstehen als Ergebnis der vermiedenen oder verminderten negativen Umweltwirkungen, der verwerteten oder entsorgten Rückstände1075 oder der Revitalisierung von Elementen der natürlichen Umwelt. Der internalisierte Wertverzehr zur Erreichung dieser Ergebnisse wird als (interne) „Umweltschutzkosten“ definiert. 1076

1070 1071 1072 1073

1074

1075

1076

Vgl. Schauer 2003, S. 199. Vgl. Heinen 1974, S. 504. Seidel 2005, S. 97. Zum Entropiebegriff siehe die Ausführungen in Kapitel 2.4.4.2.4.3. Der Rahmen für die globale Gesamtleistung wird - rein technisch-naturwissenschaftlich - durch den Entropiesaldo aus (hochwertiger) eingestrahlter Sonnenenergie und abgegebener (niederwertiger) Wärmeenergie in die extraterrestrische Rahmenwelt bestimmt. Dieser Bedingungsrahmen kann durch Einsatz von geothermischer Energie und Gezeitenenergie ökologisch kompatibel erweitert werden. Die innerhalb dieses Rahmens erzielbare Gesamtleistung im Sinne einer stofflich-materiellen Lebensqualität wird durch die Effizienz und die ökologische Kompatibilität der solar getriebenen Stoffverteilungs- und Stoffverdichtungsmechanismen bestimmt. Im Sinne der Verständlichkeit wird damit dem Sprachgebrauch von „Umweltleistung“ in Schrifttum und in Regelwerken – wenn auch eingeschränkt – gefolgt. Nach Fassbender-Wynand handelt es sich hierbei um eine durch die Reduktion der externen Kosten induzierte kalkulatorische Leistung (vgl. Faßbender-Wynands 2001, S. 19). Zur „Langform“ der Definition von Umweltschutzkosten siehe Kapitel 3.4.4.2.

232 Das Management der so verstandenen „Umweltleistung“ ist expliziter Bestandteil des Umweltkostenmanagements und somit Gegenstand dieser Arbeit.1077 Hierbei bildet das, an den langfristigen Zielen und Grundsätzen der ökologischen Nachhaltigkeit orientierte Erreichen eines bestimmten Niveaus der Umweltleistungs sowie die entsprechende Reduktion der Umweltkosten die herausragende strategische Aufgabenstellung. Die „kostenoptimale“ Umsetzung dieser Aufgabenstellung (sowie ergänzend etwa die innerbetriebliche Leistungsverrechnung von Umweltschutzkosten) ist Teil des operativen Umweltkostenmanagements. Eine erbrachte „Umweltleistung“ ist zunächst als „Brutto“-Umweltleistung anzusehen. Werden die durch den (additiven) Umweltschutz bzw. die integrierten Anlagen induzierten negativen Umweltwirkungen1078 miteinbezogen, so ergibt sich daraus die „Netto“-Umweltleistung bzw. der tatsächliche „Umweltnutzen“ oder „ökologische Nutzen“.1079

Umweltbezogene Produkterlöse („pagatorischer Leistungsbegriff“) sind zwar grundsätzlich Gegenstand des Umweltkostenmanagements, diese Art der „Umweltleistung“ lässt sich aber methodisch mit dem herkömmlichen Instrumentarium der Leistungsrechnung bzw. des Leistungsmanagements abbilden und wird daher in dieser Arbeit nicht weiter analysiert. Ebenso nicht betrachtet werden hier kalkulatorische Umweltleistungen wie etwa Imagegewinn und höhere Kundenzufriedenheit, die zukünftig höhere Erlöse erwarten lassen und ebenso Gegenstand des Leistungsmanagements sind. Auch diese kalkulatorischen Leistungen lassen sich mit herkömmlichen Instrumentarien der Betriebswirtschaftslehre erfassen und bearbeiten und werden daher hier nicht weiterverfolgt. Aus dieser Diskussion der Abgrenzung von Umweltkostenmanagement wird deutlich, dass die Reduzierung der vom Unternehmen ausgelösten negativen Umweltwirkungen zu einem Nutzen in mehrfacher Hinsicht beiträgt, auch wenn diese nicht zur Gänze in dieser Arbeit betrachtet werden. Bennett/James nennen in diesem Zusammenhang: 1080

1077 1078

1079

1080

Zur Definition von „Umweltkostenmanagement“ siehe Kapitel 3.3.1. Es wird davon ausgegangen werden, dass die Herstellung, der Betrieb (Energieverbrauch) und die Entsorgung von End-of-Pipe-Anlagen heute isoliert betrachtet – d.h. ohne Berücksichtigung der durch den Einsatz dieser Anlagen erzielten Umweltwirkungsreduktion – negative Umweltwirkungen auslöst. Bereits seit Jahrzehnten schwelgt die Diskussion, inwieweit die anthropogene Wertschöpfung – gesamthaft betrachtet – zwangsweise mit einer ökologischen Schadschöpfung verbunden ist. Es ist unstrittig, dass bestimmte räumlich, zeitlich und sachlich abgegrenzte (betriebliche) Handlungen einen ökologischen Nutzen für Mensch und Umwelt stiften können. Hierzu gehören etwa – nach dem Stand der Technik ausgeführte – Altlastensanierungsmaßnahmen. Auch wenn man unter Berücksichtigung aller ausgelösten Umweltwirkungen („gradle-to-grave“) davon ausgeht, dass sich „saldiert“ ökologisch positive Umweltwirkungen ergeben, so kann zwar hier von „ökologischem Nutzen“, nicht aber von ökologischer Wertschöpfung die Rede sein, da es bei solchen Maßnahmen lediglich um die Revitalisierung der natürlichen Umwelt geht und nicht um die Herstellung eines „ökologischen Mehrwertes“ gegenüber dem Ursprungszustand. Bennett/James 1999, S. 4 ff.

233

- Verringern und Vermeiden von Kosten, - Verringern und Vermeiden von Risken, - Schaffen zusätzlicher Marktchancen und damit Umsatzsteigerung, - steigender Shareholder Value. Um die genannten Nutzen tatsächlich erzielen zu können, ist es erforderlich Umweltwirkungen bereits bei der Investitionsentscheidung zu berücksichtigen, Umweltkosten zu verstehen und zu steuern, Maßnahmen zur Abfallreduktion zu ergreifen, Lebenszykluskosten zu verstehen und zu steuern 1081, kurzum das Rechnungswesen mit dem Umweltmanagement zu verbinden. Für ein (erstes) umfassendes Verständnis von Umweltkosten kristallisiert sich heraus, dass Umweltkosten als „(internalisierter) Wertverzehr zur Erbringung von Umweltleistungen“ zu verstehen sind, ebenso aber als „ökologische Kosten von Umweltwirkungen“ verstanden werden können. Zugleich wird deutlich, dass eine angemessene Betrachtung von Umweltkosten sich über die betriebliche Sphäre hinaus auf den gesamten ökologischen Produktlebenszyklus erstrecken muss. Auf die Eignung betriebswirtschaftlicher Kostenbegriffe zur Abbildung des (umweltbezogenen) Wertverzehrs, auf Definition und verschiedene Konzepte von Umweltkosten wird nun im folgenden Kapitel näher eingegangen.

3.4

Die Abbildung des betrieblichen Wertverzehrs im Kontext der Entwicklung verschiedener Konzepte von „Umweltkosten“

Einen allgemeingültigen Kostenbegriff gibt es nicht. Jeder Kostenbegriff ist mit Zwecken verbunden, sodass jede Kostenrechnung eine Zweckrechnung ist. 1082 So kann es auch keinen allgemeingültigen Umweltkostenbegriff geben, da die Zwecke bzw. Erkenntnisziele von Umweltkostenrechnungen verschieden sein können. Tatsächlich gehen im Schrifttum die Auffassungen über „Umweltkosten“ bzw. die mit ihrer Bestimmung verbundenen Zwecke sehr weit auseinander.1083 Von einer gewissen Auffassung her sind alle betrieblich be- und verrechneten Kosten sowie darüber hinausgehende Kosten Umweltkosten. 1084 Auch wenn die Ausdifferenzierung von Umweltkostenbegriffen noch nicht 1081 1082

1083 1084

Bennett/James 1999, S. 8f. „Ein ‚zweckfrei’ formulierter (allgemein gültiger) Kostenbegriff […] wäre ein zweckloser […] ‚Kosten’Begriff“ (Seicht 2001, S. 620). Vgl. Seidel 2003, S. 374. Vgl. Seidel 2005, S. 85.

234 abgeschlossen sein mag, so kann eines bereits gesagt werden: Im Laufe der historischen Entwicklung der Umweltkostenbegriffe wurde schrittweise ein immer größerer Teil der ökonomisch relevanten Kosten als ökologisch relevant herausgehoben. Seitdem in den 1970er Jahren der umweltschutzinduzierte Innovations- und Kostendruck1085 aufgekommen ist, haben Umweltkostenansätze und -kostenrechnung kontinuierlich an Bedeutung gewonnen. 1086 Zu dieser Zeit galten Umweltschutz und Kosteneinsparungen in der betriebswirtschaftlichen Praxis als unvereinbar und externe Vorgaben zur Verbesserung des Umweltschutzes wurden mit Kostensteigerungen gleichgesetzt.1087 Die bestehenden Umweltkostenansätze und -perspektiven reichen hingegen über die Systematisierung betrieblicher Umweltschutzkosten – wie sie heute von statistischen Diensten in einzelnen Ländern für produzierende Unternehmen erhoben werden1088 – hinaus und umfassen auch Konzepte der Aufdeckung von Kostenpotentialen bis zu Überlegungen zu einer betrieblichen Externkostenrechnung 1089 als ökologische Erweiterung der betrieblichen Kosten- und Leistungsrechnung.

3.4.1

Eignung betriebswirtschaftlicher Kostenbegriffe zur Abbildung des gesamten betrieblichen Wertverzehrs

Unter Kosten wird in der Betriebswirtschaftslehre der bewertete Verzehr von Gütern und Dienstleistungen 1090 zur Erstellung betrieblicher Leistungen definiert.1091 Damit müsste eigentlich jeder Verzehr von Umweltgütern per Definition eingeschlossen sein. Dies soll nun an Hand der in den letzten Jahrzehnten entwickelten Kostenbegriffe1092 untersucht werden. Beim auf Koch zurückgehenden pagatorischen Kostenbegriff 1093 basiert der Wertansatz auf den „mit Herstellung und Absatz einer Erzeugniseinheit bzw. einer Periode verbundenen nicht

1085 1086 1087 1088

1089

1090

1091 1092 1093

Vgl. ausführlich Seidel 2002. Vgl. etwa Letmathe/Wagner 2002, Sp. 1988 ff. Ausführlich zu „Umweltschutz als kostenverursachender Faktor“ vgl. Macharzina 1999, S. 782 ff. So werden seit den Anfängen der österreichischen Ökologischen Gesamtrechnung (ÖGR) im Jahr 1989 von der Statistik Austria Umweltschutzkosten bzw. -aufwendungen nicht nur des öffentlichen Sektors, sondern auch des privaten Produktionssektors (und privater Haushalte) in das nationale Erfassungssystem umweltstatistischer Informationen einbezogen. Ausführlich hierzu siehe Statistik Austria 2003, S. 5 ff. Vgl. etwa Prammer 1998, S. 133. Unter Einbezug der externen Kosten reicht die Geschichte der Umweltkostenansätze bis zum Ende des 19. Jahrhunderts zurück (siehe hierzu in Kapitel 3.4.4.1). Zur sprachlichen Vereinfachung wird in dieser Arbeit oft nur von bewertetem Verzehr von Gütern (als Kosten) gesprochen, d.h. die Dienstleistungen werden dann unter dem Güterbegriff subsummiert. Vgl. etwa Coenenberg 1992, S. 38 oder Seicht 1986, S. 28 ff. Ausführlich hierzu Rehkugler 1993, S. 2321 f. Vgl. Koch 1958.

235 kompensierten Ausgaben“ 1094, das heißt auf ausgabengleichen Kosten. Verzehrte Güter werden mit ihren Anschaffungspreisen (Marktpreisen) bewertet. Es kann kein Güterverzehr entstehen, wenn mit ihm keine Ausgabe verbunden ist. Der pagatorische Kostenbegriff ist objektivierbar und nicht entscheidungsfeld- oder entscheidungsträgerabhängig. Somit ist der Wertverzehr von Umweltgütern dann inkludiert, wenn dieser bereits internalisiert ist und zu betrieblichen Ausgaben führt. Dies ist etwa typisch für Kosten aufgrund öffentlichen Abgaben, Umweltschutzauflagen oder Haftungsansprüchen Dritter der Fall. Fassbender-

Wynands bezeichnet diese Kosten als „regelmäßige Umweltschutzkosten“.1095 Subjektive Nutzenvorstellungen oder Zielsetzungen von Entscheidungsträgern (etwa der Einbezug externer Umweltkosten) werden bei dieser Bewertung des Güterverzehrs nicht berücksichtigt. Fazit: Umweltbezogene Kosten werden also nur insoweit vom pagatorischen Kostenbegriff erfasst, als sie bereits internalisiert sind und zu Ausgaben des Unternehmens führen. Eine Überschneidung von pagatorischen und externen Kosten ist im Allgemeinen nicht gegeben. 1096 Deshalb reicht eine ausschließlich pagatorische Bewertung des betrieblichen Güterverzehrs nicht aus, um betriebliche Umweltwirkungen im Sinne externer Kosten zu berücksichtigen. Der entscheidungsorientierte Kostenbegriff nach Riebel scheidet als Bewertungsansatz ebenso aus, da er sich ausschließlich an den von einem „betrachteten Objekt ausgelösten zusätzlichen – nicht kompensierten – Ausgaben (Auszahlungen)“ 1097 orientiert und damit unter umweltorientierten Aspekten zu kurz greift. Der auf Schmalenbach 1098und Kosiol 1099zurückgehende wertmäßige Kostenbegriff 1100 scheint hingegen geeignet zu sein, den gesamten betrieblichen Wertverzehr, d.h. einschließlich der Inanspruchnahme der natürlichen Umwelt abzubilden. Dieser Kostenbegriff ist durch drei Merkmale gekennzeichnet:1101 (1) Es muss ein Verzehr von Gütern vorliegen. Als Güter sind hier nicht nur physische Einsatzfaktoren, sondern auch Dienstleistungen und sonstige immaterielle Vermögens-

1094 1095 1096 1097 1098 1099 1100

1101

Koch 1958, S. 361. Vgl. Faßbender-Wynands 2001, S. 16. Vgl. Günther 1994, S. 220 in Bezugnahme auf Heinen/Picot 1974, S. 354. Riebel 1994a, S. 427. Vgl. Schmalenbach 1963, S. 6 Vgl. Kosiol 1964, S. 19 ff. Schmalenbachs wertmäßiger Kostenbegriff geht auf seine kostentheoretischen Arbeiten in den 1920er Jahren zurück (vgl. Schmalenbach 1926, S. 95). Siehe hierzu auch die Ausführungen im zweiten Absatz, Kapitel 2.1.2. Vgl. Haberstock 2005, S. 26 ff.

236 gegenstände zu betrachten. 1102 Güter werden in diesem Zusammenhang letztlich nicht als reale Erscheinung sondern als Träger von (Kosten-)Werten angesehen. 1103 (2) Der Güterverzehr muss leistungs- bzw. sachzielbezogen sein. 1104 Der Verzehr eines Gutes erfolgt per Definition durch den Einsatz des Gutes im betrieblichen Leistungsprozess bzw. muss eine Beziehung zwischen dem Gütereinsatz/-verbrauch und dem Sachziel bestehen. Dadurch wird die Mengenkomponente abgebildet, die die Grundlage für die zeitgleiche Entstehung der Kostenwerte bildet. (3) Die Güterverzehre müssen bewertet sein, um sie miteinander vergleichbar zu machen. Zweck der gebildeten Kostenwerte ist es, den Gütereinsatz in jene Verwendung zu lenken, bei der die betrieblichen Ziele am besten erfüllt werden („Lenkkostencharakter“1105). Für Bewertungsmethodik und Kostenhöhe entscheidend ist also der Beitrag eines Gutes zur Erreichung der betrieblichen Zielsetzung. Da von subjektiven Nutzenvorstellungen bzw. dem Ziel der Erfüllung bestimmter Rechnungsziele ausgegangen wird, können Kosten auch angesetzt werden, ohne dass – wie beim pagatorischen Kostenbegriff – Auszahlungen anfallen. Dem wertmäßigen Kostenbegriff liegt die Vorstellung zugrunde, dass der Kostenwert so zu wählen ist, dass er die eingesetzten Güter in ihre optimale Verwendung lenkt.1106 So bestehen hinsichtlich des Wertansatzes Freiheitsgrade: Es können Anschaffungs-, Tages-, Wiederbeschaffungs-, Durchschnitts-, Verrechnungs- oder Knappheitspreise (Schattenpreise, Lenkungspreise) gewählt werden.1107 Der Kostenwert besteht grundsätzlich aus der Grenzauszahlung, dem Grenzgewinn oder den Opportunitätskosten der eingesetzten Güter.1108 Güterverzehre (und damit Kostenwerte), die durch einzelwirtschaftliche Entscheidungen ausgelöst worden sind und bei anderen Wirtschaftssubjekten auftreten, aber nicht über den Markt erfasst werden (externe Kosten1109), können somit in die Bewertung der Güterverzehre der Einzelwirtschaft einbezogen werden, wenn dies dem betrieblichen Zielsystem entspricht.

1102 1103 1104

1105 1106 1107 1108 1109

Vgl. Plinke 1997, S. 24. Vgl. Heinen 1983, S. 61. Mit dem Argument, dass der Leistungsbegriff nicht eindeutig definiert ist, wird von manchen Fachvertretern das Kriterium der Leistungsbezogenheit durch das Kriterium der Sachzielbezogenheit ersetzt (vgl. etwa Schweitzer/Küpper 2003, S. 20 ff. und Kloock/Sieben/Schildbach 1999, S. 29.). Versteht man jedoch Leistung als mengenmäßige Ausbringung von Gütern und Dienstleistungen pro Periode und unter dem Sachziel des Unternehmens das Ziel, Güter und Dienstleistungen zu erzeugen, so beschreiben beide Kriterien den gleichen Sachverhalt. Vgl. Schneeweiß 1993, S. 1034. Vgl. Schmalenbach 1963, S. 141. Vgl. Götze 2004, S. 9 und Haberstock 2005, S. 28. Vgl. Kosiol 1964, S. 34 f. Zu Begriff und Inhalt der externen Kosten siehe Kapitel 3.4.4.1.

237 Der wertmäßige Kostenbegriff wird von Riebel 1110 kritisiert, weil dieser die willkürliche Bewertung des Güterverzehrs ermöglicht. Er entwirft deshalb in den 1960er Jahren den entscheidungsorientierten Kostenbegriff, der jedoch als „Spezialfall“ des pagatorischen Bewertungsansatz zur Abbildung des gesamten betrieblichen Wertverzehrs nicht geeignet ist (siehe oben). Adam 1111 hält der Kritik Riebels entgegen, dass die Willkür der Kostenfestsetzung nur dann zutreffend sei, wenn die Bewertungsmethodik nicht offengelegt wird oder keine klare Definition der Zielsetzung erfolgt.1112 Zusammenfassend lässt sich feststellen, dass zur Berücksichtigung des betrieblichen Wertverzehrs im Allgemeinen und der betrieblichen Umweltwirkungen im Speziellen der „wertmäßige Kostenbegriff“ herangezogen werden kann, wenn die Bewertungsmethodik offengelegt wird und eine klare Definition der Zielsetzung erfolgt. Eine entsprechende Verankerung des Umweltschutz- bzw. Nachhaltigkeitsziels vorausgesetzt1113 bildet dieser Kostenbegriff eine geeignete Grundlage für die entscheidungsorientierte Konkretisierung internalisierter und zur Internalisierung anstehender Umweltwirkungen zum Zwecke der Unternehmensplanung, -steuerung und -kontrolle. Damit bleibt die Frage offen, welche Bewertungsmethode für die Bewertung des gesamten betrieblichen Wertverzehrs die geeignete ist. In Kapitel 2.4.4.2.2 wurden bereits die Möglichkeiten und Grenzen der monetären Bewertung erörtert. So stößt etwa der Marktpreisansatz bei der praktischen Durchführung der Bewertung auf die geringsten Probleme, da dieser auf ohnehin erhobenen oder unschwer zu erhebenden Kostendaten aufbaut. Zur Bewertung von Umweltschutzleistungen (internalisierte Effekte) scheint daher der Marktpreisansatz gut geeignet zu sein. Bei der Bewertung von betrieblichen Umweltwirkungen (externalisierte Effekte) bleibt jedoch die ökologische Abbildungsleistung – den Ausführungen in Kapitel 4.2.1.1 vorgreifend – deutlich zurück.

1110 1111 1112 1113

Vgl. hierzu Riebel 1994a, S. 409 ff. Vgl. Adam 1970, S. 38. Einen Überblick zur die Diskussion um den wertmäßigen Kostenbegriff gibt Vodrazka 1992, S. 19 ff. Siehe hierzu die Ausführungen in Kapitel 2.6.1.

238 3.4.2

Zur Abgrenzung umweltbezogener Aufwendungen und Kosten

Die Abgrenzung von umweltbezogenen Aufwendungen und Kosten im Sinne der klassischen Systematik des betriebswirtschaftlichen Rechnungswesens zeigt Abb. 3-4. Zunächst wird der umweltbezogene Zweckaufwand als Teil des gesamten Zweckaufwandes ermittelt, indem vom gesamten umweltbezogenen Aufwand der (sachziel-)neutrale umweltbezogene Aufwand abgezogen wird: 1114 Beim (sachziel-)neutralen umweltbezogenen Aufwand kann unterschieden werden zwischen: - dem periodenfremden umweltbezogenen Aufwand, - dem betriebsfremden umweltbezogenen Aufwand, der typischerweise Spenden an Umweltschutzorganisationen umfasst und - dem außerordentlichen umweltbezogenen Aufwand. gesamter umweltbezogener Aufwand umweltbezogener neutraler Aufwand - periodenfremd - betriebsfremd - außerordentlich

umweltbezogener Zweckaufwand als Kosten verrechneter umweltbezogener Zweckaufwand

umweltbezogene Grundkosten

nicht als Kosten verrechneter umweltbezogener Zweckaufwand umweltbezogene Anderskosten1)

umweltbezogene Zusatzkosten

umweltbezogene kalkulatorische Kosten gesamte umweltbezogene Kosten 1)

Anderskosten können größer oder kleiner sein als der entsprechende Zweckaufwand, der nicht als Kosten verrechnet wird.

Abb. 3-4: Klassische Abgrenzung von umweltbezogenen Aufwendungen und Kosten im betriebswirtschaftlichen Rechnungswesen (Quelle: nach Haberstock 2005, S. 24.)

Inwieweit Spenden an anerkannte Umweltschutzorganisationen als betrieblich bedingter oder betriebsfremder umweltbezogener Aufwand anzusehen sind, hängt im Einzelfall von der Selbstverpflichtung im Rahmen der (schriftlich fixierten) Umweltpolitik und deren (glaubwürdiger) Umsetzung sowie der im Zusammenhang damit stehenden beabsichtigten Verbesserung des Images in der Öffentlichkeit ab.

1114

Zu Abgrenzungsfragen vgl. Prammer 1998, S. 122 f., Gressly 1996, S. 65 ff. und Schweitzer/Küpper 1991, S. 42.

239

Außerordentlicher umweltbezogener Aufwand fällt an, wenn – im Hinblick auf zu erwartende normale Betriebsbedingungen bei der Leistungserstellung – keine oder eine zu geringe kaufmännische Vorkehrung (Rückstellung) im Umweltschutz getroffen wurde oder aus Informationsmangel nicht getroffen werden konnte. Zunächst ist hier jener Aufwand zu nennen, der im Zuge der Beseitigung von „Allmählichkeitsschäden“ anfällt, die durch unsachgemäße Handhabung human- und/oder ökotoxischer Substanzen oder Leckagen oder auch Informationsdefizite entstanden sind. Wenn beispielsweise mit solchen Schäden nicht gerechnet worden ist und daher in früheren Jahren keine Rückstellungen gebildet worden sind, dann gelten die Sanierungsmaßnahmen als außerordentlicher Umweltschutzaufwand. Weiters fallen typische außerordentliche umweltbezogene Aufwendungen bei der Beseitigung von Schäden an, die etwa durch Brandkatastrophen und Anlagenexplosionen verursacht worden sind. Ökologisch sind solche Ereignisse insoweit von Bedeutung, als hierbei oft große Mengen human- und/oder ökotoxischer Stoffe innerhalb kurzer Zeit in die natürliche Umwelt gelangen. Die umweltbezogenen Grundkosten (= als Kosten verrechneter umweltbezogener Zweckaufwand) beinhalten: - verursacherbezogene Umweltabgaben, - umweltbedingte Kosten gemäß Gemeinlastprinzip (erhöhte Faktorkosten für Wasser, Rohstoffe/Materialien, Transport, Entsorgung), - auf gesetzlicher Grundlage basierende Umweltschutzkosten/ -aufwendungen, - inschlägige Versicherungsbeiträge und - Kosten/Aufwendungen für bestimmte Rückstellungen. Gründe für die genannten Rückstellungen können beispielsweise sein:1115 - Selbstbehalte bei der Umwelthaftpflichtversicherung, - eine drohende Sanierung von Altlasten oder - erforderliche Rekultivierungen. Bei den umweltbezogenen kalkulatorischen Kosten gemäß dem (herkömmlichen) wertmäßigen Kostenbegriff („internalisierte Umweltkosten“1116 in Abb. 3-5) können umweltbezogene Anders- und Zusatzkosten unterschieden werden. Typische umweltbezogene Zusatzkosten sind etwa kalkulatorische Mieten der für den betrieblichen Umweltschutz beanspruchten Flächen und Räumlichkeiten.

1115 1116

Vgl. Gressly 1996, S. 65. Internalisierte betriebliche Umweltkosten werden auch als tangible Kosten bezeichnet (vgl. hierzu Lemser/Maselli 1996, S. 37).

240 Zu den umweltbezogenen Anderskosten gehören: - kalkulatorische Abschreibungen von Umweltschutzanlagen, - kalkulatorische Zinsen von Umweltschutzanlagen und - kalkulatorische Wagnisse 1117 bzw. zu internalisierende, bislang externe Umweltwirkungskosten zur Anpassung von Rückstellungen für ökologische Risiken, wenn die Rückstellungen etwa nur im steuerlich zulässigen oder nicht im steuerlich möglichen, jedenfalls aber im nicht ausreichenden Maß vorgenommen und daher im Umweltschutzaufwand nicht alle relevanten ökologischen Risiken ausreichend erfasst worden sind.

3.4.3

Ökologieorientierte Erweiterung und Durchbrechung des wertmäßigen Kostenbegriffes

Einen Überblick über verschiedene Kostenbegriffe im Sinne eines mehrstufigen Aufbaues gibt Abb. 3-5. Mit dem wertmäßigen Kostenbegriff kann nicht nur der Verzehr ökonomisch knapper Güter der natürlichen Umwelt 1118, sondern auch der Verzehr bislang freier Güter der natürlichen Umwelt, d.h. ökologisch knapper Güter, zu den Kosten gezählt werden, womit die Definition zum „ökologieorientiert erweiterten wertmäßigen Kostenbegriff“ vollzogen wird.1119 Damit können jene externen Umweltwirkungskosten einbezogen werden, die gemäß den betrieblichen Zielsetzungen (im Kontext mit dem verfolgten Anspruchsgruppenkonzept) entscheidungsrelevant sind. 1120 Die Höhe der hierbei anzusetzenden „kalkulatorischen Umweltwagnisse“1121 (bislang externalisierte Umweltwirkungskosten)“ hängt ab von der (a) ökologischen Betroffenheit des Unternehmens (siehe Kapitel 2.5.3), (b) Wahl der Anspruchsgruppen bzw. des Anspruchsgruppenkonzeptes, (c) Breite der Umweltverantwortung, sowie der (d) Tiefe der Umweltverantwortung bzw. dem als erstrebenswert angesehenen ökologischen Schutzniveau.

1117

1118

1119

1120 1121

„Umweltbezogene kalkulatorische Wagniskosten“ gemäß dem wertmäßigen Kostenbegriff nennt Seidel „ökonomische Risikoumweltkosten“ (vgl. Seidel 2003, S. 392 f.). Vgl. Heinen/Picot 1974, S. 357. Zu den Wirtschaftsgütern der natürlichen Umwelt siehe auch Abb. 2-2 und die Ausführungen hierzu in Kapitel 2.4.1. Nach dem von Schmalenbach vertretenen Prinzip der gemeinwirtschaftlichen Wirtschaftlichkeit ist eine Erweiterung um einzelwirtschaftlich nicht unmittelbar relevante Komponenten (hier: zu internalisierende externe Kosten) möglich. Vgl. Schmalenbach 1963, S. 3. Vgl. Seidel 2003, S. 377, Roth 1992, S. 157 ff. und Frese/Kloock 1989, S. 18. Seidel spricht von „ökologischen Risikoumweltkosten“ (vgl. Seidel 2003, S. 392 f.).

241

Abb. 3-5: Ökologieorientierte Erweiterung und Durchbrechung des wertmäßigen Kostenbegriffs (Quelle: in Anlehnung an und Erweiterung von Günther 1994, S. 221; Piro 1994, S. 32; Schreiner 1992a, S. 944 und Seidel 2003, S. 384)

ad (b) Wahl der Anspruchsgruppen: Werden sämtliche Ansprüche von Betroffenen anerkannt, die in Zusammenhang mit den direkten und indirekten negativen Umweltwirkungen stehen, so ergeben sich höhere kalkulatorische Wagnisse, als wenn lediglich die Ansprüche wirkmächtiger Anspruchsgruppen anerkannt werden.

1122

1123

Kostentechnisch handelt es sich um externe Umweltwirkungskosten als monetärer Ausdruck der betrieblichen Schadschöpfung, für die das Unternehmen aufgrund gesetzlicher Regelungen keine Verantwortung trägt und/oder freiwillig keine Verantwortung übernimmt. Kostentechnisch handelt es sich um internalisierte Umweltwirkungskosten als monetärer Ausdruck der betrieblichen Schadschöpfung, für die das Unternehmen - auf Grundlage der unternehmenspolitischen Ausrichtung - die Verantwortung trägt („kalkulatorische Wagnisse“), auch wenn es hierzu aufgrund gesetzlicher Regelungen nicht verpflichtet ist.

242 ad (c) Breite der Umweltverantwortung: Das Ausmaß der direkt und indirekt ausgelösten Umweltwirkungen und damit der kalkulatorischen Wagnisse, die sich das Unternehmen selbst zurechnet, wird bei einer umfassenden Definition von Umweltverantwortung größer sein als bei einer eingeschränkten Reichweite von Umweltverantwortung. ad (d) Tiefe der Umweltverantwortung (ökologisches Schutzniveau): Auf Grundlage hochgesteckter ökologischer Ziele, wie etwa Schutz globaler Stoffkreisläufe (Kohlenstoffkreislauf), Erhaltung/Erhöhung regionaler Artenvielfalt u.v.m. ergeben sich höhere kalkulatorische Wagnisse als auf Grundlage entsprechend bescheidenerer Zielsetzungen.

Nicht dem Betrieb zugeordnet und daher als verbleibende externe Umweltwirkungskosten betrachtet werden jene, 1124 - deren Internalisierung zwar beabsichtigt ist, die aber aufgrund ihrer Komplexität oder indirekten Wirkungsmechanismen nicht bewertet oder erst gar nicht (mengenmäßig) erfasst werden können sowie - externe Umweltwirkungskosten, die zwar erfassbar und bewertbar sind, aber gemäß der unternehmerischen Selbstverpflichtung weder hinsichtlich der Verantwortungsbreite noch der Verantwortungstiefe als relevant erachtet werden. Der umweltbezogene neutrale Aufwand, insbesondere der eingangs beispielhaft skizzierte außerordentliche umweltbezogene Aufwand, tritt regelmäßig umweltbelastend oder gar schädigend auf. Unter der Voraussetzung einer adäquaten Abbildung im betrieblichen Zielsystem ist angefallener neutraler Aufwand für entsprechende Sanierungsmaßnahmen den Umweltkosten zuzuordnen. Dies hat jedoch zur Folge, dass die geradezu klassische Abgrenzung der Kosten gemäß dem wertmäßigen Kostenbegriff nach Schmalenbach auf der Aufwandsseite durchbrochen wird. 1125 Insofern kann vom „ökologieorientiert erweiterten und durchbrochenen wertmäßigen Kostenbegriff“ gesprochen werden.

3.4.4

Verschiedene Konzepte von „Umweltkosten“ – Abriss der Entwicklung und Kritik an der Abbildungsfähigkeit des betrieblichen Wertverzehrs

Die bisher entwickelten Konzepte von Umweltkosten werden in vier Entwicklungsstufen unterteilt, wobei die jeweilige Definition von Umweltkosten eng mit dem jeweiligen 1124

1125

Weiters bleiben auch jene externen Umweltwirkungskosten außer Ansatz (= Teil der verbleibenden externen Umweltwirkungskosten), die – bislang extern – aufgrund gesetzlicher Forderungen nun als betrieblich relevant zu betrachten und zu erfassen sind, wenn dies jedoch seitens des Betriebs unterbleibt, da keine Sanktionen bei Nichterfassung vorgesehen sind. Seidel qualifiziert dies als „offene Flanke“ des Umweltkostenkonzeptes (vgl. Seidel 2003, S. 385).

243 Rechenzweck bzw. mit der Entwicklung der Umweltkostenrechnungssysteme verbunden ist. 1126 Die erste Entwicklungsstufe wird von der Volkswirtschaftslehre mit dem Konzept der externen Kosten eingeleitet (Kapitel 3.4.4.1). Die zweite Entwicklungsstufe wird durch die Konzepte der Umweltschutzkosten und der Umweltwirkungskosten eingeleitet (Kapitel 3.4.4.2). 1127 Die dritte Entwicklungsstufe wird durch die in Kapitel 3.4.4.3 erläuterten Konzepte der Reststoffkosten und der Flusskosten repräsentiert. Die vierte und vorläufig letzte Entwicklungsstufe ist gekennzeichnet durch die Zusammenführung von Umweltkostenkonzepten und Konzepten der gesellschaftlichen Rechnungslegung, die in ihren Anfängen (Sozialbilanzen 1128) rund ein halbes Jahrhundert zurückreicht. Zwar haben Umweltkostenrechnung und Sozialrechnung eine ähnlich lange Tradition, ein Zurückdrängen der Sozialbilanzkonzepte in den 1980er und 1990er Jahren hat aber sowohl eine frühzeitige Integration in die Umweltkostenrechnungskonzepte als auch eine eigenständige Fortführung ihrer Entwicklung (nahezu) verhindert.1129 Die in den letzten Jahren geführte Diskussion über soziale Indikatoren, Corporate Social Responsibility1130 und die Einführung des Social Accounting Standard 8000 1131 im Jahr 1997 zum einen sowie Arbeiten zum Sustainablity Accounting and Reporting 1132 zum anderen haben jedoch dazu beigetragen, umwelt- und gesellschaftsbezogene Kostenkonzepte und Berichterstattung wieder stärker miteinander zu verknüpfen.

3.4.4.1 Externe Umweltkosten - die erste Entwicklungsstufe der Umweltkostenkonzepte 1133

Auch wenn der Mensch als biologische Art im Zuge seiner Geschichte bereits sehr früh damit begonnen hat, ökologisch negative Auswirkungen zu verursachen1134, ihre Beschreibung als

1126 1127

1128

1129 1130

1131 1132 1133

1134

Vgl. Seidel 2003, S. 378 ff. Diese Entwicklungsstufe kann als erstes (Teil-)Internalisierungskonzept externer Umweltkosten durch Betriebswirtschaftslehre und Unternehmenspraxis aufgefasst werden. Zu Formen und Ansätzen der Sozialbilanzen, die Ende der 1960er/Anfang der 1970er Jahre zunächst in den USA und dann auch in Deutschland, Österreich und anderen europäischen Ländern entwickelt wurden vgl. Schauer 2003, S. 196 ff. Vgl. Dirkes/Marz/Antal 2002, S. 3 ff. Zu Gegenstand und Begriff der Corporate Social Responsibility vgl. Bassen/Jastram/Meyer 2005, S. 231 ff. und Beschorner 2005, S. 40 f. Informationen zum Social Accounting Standard 8000 (SA 8000) unter www.cepaa.org. Vgl. etwa Schaltegger et al. 2006 und Global Reporting Initiative 2002. Eine tiefer gehende, historische Analyse des Konzepts der externen Effekte würde den Rahmen dieser Arbeit sprengen und unterbleibt daher. Einen dogmengeschichtlichen Rückblick geben Gräber-Seißlinger 1991, S. 11 ff. und Heupel 2006, S. 241 f. Dazu gehört etwa die Verkarstung weiter Landstriche der Mittelmeerländer durch Abholzung und Überweidung während in der Zeit der römischen Herrschaft oder die Vernichtung der menschlichen Lebensgrundlagen auf den Osterinseln durch die dort früher lebenden Polynesier und den damit ausgelösten Untergang dieser Gesellschaft (vgl. Diamond 2005).

244 „externe Effekte“ („soziale Kosten“, „externe Kosten“) hat erst gegen Ende des 19. Jahrhunderts eingesetzt. Das Konstrukt der externen Effekte wurde von Vertretern der neoklassischen Ökonomie (Sidwick 1135, Marshall 1136 und Pigou 1137) eingeführt, um ihr Modell des allgemeinen Gleichgewichts gegen die äußeren Komplexitäts- und Dynamikphänomene abzuschirmen. 1138 Zugleich hat die Anwendung der neoklassischen Denkmuster die externen Effekte in den folgenden Jahrzehnten bis heute massiv verstärkt. Auch die Betriebswirtschaftslehre erkannte in ihrer Frühzeit mit Schmalenbach 1139 diese Problematik. In den 1950er und 1960er Jahren erfolgte eine weitere systematische Auseinandersetzung mit diesem Problemfeld u.a. durch Coase 1140, Kapp 1141, Buchanan/Tullock 1142 und Turvey 1143. Externe Effekte entstehen durch Einwirken eines Verursachers auf Dritte, ohne dass der Verursacher diese Wirkungen mit trägt (negative externe Effekte, externe Kosten) oder abgegolten bekommt (positive externe Effekte, externer Nutzen). Der Dritte, d.h. der Empfänger kann dabei keinen Einfluss auf den Empfang bzw. die Einwirkung nehmen.1144 Zwischen den Produktions- und Nutzenfunktionen von Verursacher und Träger bestehen Abhängigkeitsbeziehungen, die nicht über den Markt erfasst und bewertet werden (Unentgeltlichkeit). Deshalb hat die Volkswirtschaftslehre die vom Verursacher ausgehenden Effekte als „extern“ bezeichnet. In diesem Zusammenhang können die in Kapitel 2.4.2.1.5 (Abb. 2-12) beschriebene Schadschöpfungsformen betrieblicher Tätigkeit als negative externen Umwelteffekte bzw. als Manifestation von externen Umweltkosten interpretiert werden. Von der Unternehmenspraxis wurde das Konzept der externen (Umwelt-)Kosten bis in die jüngere Vergangenheit kaum zur Kenntnis genommen und teilweise auch abgelehnt. Aus der Interessenslage des (betrieblichen) Verursachers heraus lässt sich eine solche Position unschwer verstehen, impliziert doch die Feststellung externer Kosten den moralischen Vorwurf des Nichttragens von Belastungen und Schäden, die man nicht oder nur ungerne zur Kenntnis nimmt, also am besten „kognitiv externalisiert“. 1145

1135 1136 1137 1138 1139

1140 1141 1142 1143 1144 1145

Vgl. Sidwick 1887. Vgl. Marshall 1890. Vgl. Pigou 1920. Minsch spricht hier von der „Immunisierung“ des neoklassischen Modells (vgl. Minsch 1988, S. 1 ff.). Schmalenbach hat im Zuge seiner Ausführungen zum „wertmäßigen Kostenbegriff“ von nicht marktmäßig abgegolten Güterverzehren gesprochen, die in einzelwirtschaftliche Kosten zu transformieren seinen (vgl. Schmalenbach 1926, S. 95). Siehe hierzu auch die Ausführungen in den Kapiteln 2.1.2 und 3.4.1. Vgl. Coase 1960. Vgl. Kapp 1979 [1963 und 1950]. Vgl. Buchanan/Tullock 1962. Vgl. Turvey 1963. Vgl. Seidel 2003, S. 377 f. Vgl. Seidel 2003, S. 379.

245 Moderne Interpretationen des Rechnungswesens sind dadurch gekennzeichnet, dass die Frage des Einbezugs von externen Effekten (externen Kosten, externem Nutzen) nicht mehr danach gestellt wird, ob diese grundsätzlich einzubeziehen sind, sondern in welchem Umfang und in welcher Art und Weise dies erfolgen soll. Auf Grundlage seiner Analysen der betrieblichen Umweltbeziehungen gehörte der Heinen-Schüler Arnold Picot 1146 zu den Vorreitern dieser Entwicklung. Mit der Ausweitung der in dieser Zeit dominierenden (engen) Perspektive des Betriebsgeschehens auf die Transaktionsprozesse 1147 gelang es, die betrieblichen Umweltbeziehungen theoretisch geschlossen darzustellen. Zugleich stößt aber die praktische Umsetzung methodisch an ihre Grenzen, da die Monetarisierung externer Effekte mit einer Reihe von Problemen behaftet ist. 1148 Im Hinblick auf die Internalisierungsbemühungen und den erreichbaren Internalisierungsgrad werden in Anlehnung an Wagner drei Kategorien externer Umweltwirkungskosten bzw. deren reale Kostenbestandteile unterschieden.1149 Es wird davon ausgegangen, dass die zugrunde liegenden negativen Umweltwirkungen vom Unternehmen direkt oder indirekt verursacht werden können: Kategorie 1: Externe Umweltwirkungskosten, deren reale Bestandteile (betriebliche Umweltwirkungen) vom Unternehmen auf Grundlage der ethischen Selbstverpflichtung als ökologisch-qualitativ oder -quantitativ1150 unbedeutend betrachtet werden und daher im Rechnungswesen weiterhin keine Berücksichtigung finden. Für diese Fälle erscheint der Ausweis der zugrundeliegenden Umwelteinwirkungen hinreichend. Als Beispiele für solche Fälle sei die Entnahme von Luftstickstoff für die Düngemittelproduktion (ökologisch irrelevante Entnahme aus der natürlichen Umwelt) oder die Emission von Wasserdampf aus Kühltürmen (ökologisch irrelevante Emission) genannt.

1146 1147 1148 1149

1150

Vgl. Picot 1977, S. 18 ff. Vgl. Albach 1988, S. 1143 ff. Vgl. etwa Steer et al. 1994 und Rees et al. 1999. Siehe auch die Ausführungen in Kapitel 2.4.4.2.1. Wagner unterscheidet ebenso vier Kategorien umweltbezogener rechnungsrelevanter Parameter, jedoch mit einer anderen Akzentsetzung: (1) Umweltwirkungen, die betrieblich nicht relevant sind, da sie außerhalb der „eigentlichen unternehmerischen Sphäre“ liegen; (2) Umweltwirkungen, deren Berücksichtigung als Kosten bzw. als Erlöse noch offen ist aufgrund divergierender Interpretation ihres Charakters oder unterschiedlicher Ansatzmöglichkeiten; (3) Umweltwirkungen, die unternehmensrelevant sind und bereits traditionell in die betriebswirtschaftliche Kosten-, Leistungs- und Erlösrechnung Eingang finden; (4) rechnungsrelevante Größen, die zwar betrieblich relevant, jedoch – als Pendant zur Kategorie 1 – keinen Umweltbezug aufweisen (vgl. Wagner 1997, S. 174 f.). Dazu muss kritisch angemerkt werden, dass Kategorie 4 nicht haltbar ist, da grundsätzlich alle betrieblich be- und verrechneten Größen/Kosten einen mehr oder weniger großen Umweltbezug („stofflich-energetischer Bezug“) aufweisen. Während dies bei materiellen Gütern evident ist, weisen immaterielle Güter zumindest indirekte stofflich-energetische Bezüge auf. Richtig ist jedoch, dass es Rechnungsgrößen/Kosten gibt, die keinen Umweltschutzkontext aufweisen. In einer sehr vereinfachten Betrachtungsweise wird die ökologische Relevanz stofflich-energetischer Flüsse aus der bzw. in die natürliche(n) Umwelt durch „hohe Toxizitäten“ (qualitativer Aspekt) und durch „hohe Mengenflüsse“ (quantitativer Aspekt) bestimmt.

246 Kategorie 2: Externe Umweltwirkungskosten, deren reale Bestandteile bislang im Rechnungswesen keine Berücksichtigung gefunden haben, jedoch nun auf Grundlage der ethischen Selbstverpflichtung des Unternehmens als ökologisch-qualitativ oder –quantitativ bedeutet eingeschätzt werden und daher im Rechnungswesen zukünftig berücksichtigt werden sollen, zugleich aber naturwissenschaftliche und/oder methodische Probleme eine Zurechnung etwa auf der Ebene der Umwelteinwirkungen (noch) verunmöglichen und folgend keine hinreichend gesicherten Aussagen über die ökologischen und/oder gesundheitlichen Auswirkungen getroffene werden können. In diesen Fällen wird man sich mit dem Ausweis der betreffenden betrieblichen Umwelteinwirkungen (Stoff- und Energieflüsse als „gesichertes“ reales Mengengerüst der Kosten) begnügen (müssen). Kategorie 3: Externe Umweltwirkungskosten, deren reale Bestandteile bislang im Rechnungswesen keine Berücksichtigung gefunden haben, jedoch nun auf Grundlage der ethischen Selbstverpflichtung des Unternehmens als ökologisch-qualitativ oder –quantitativ bedeutend betrachtet werden und im Rechnungswesen ab sofort (mit der nächsten Abrechnungsperiode) berücksichtigt werden sollen. Zugleich gibt es hinreichend gesicherte Erkenntnisse über die ökologischen und/oder gesundheitlichen Auswirkungen sowie die Zurechnung der zugrunde liegenden betrieblichen Umwelteinwirkungen, sodass ein Ausweis der externen Umweltwirkungskosten nicht nur sinnvoll erscheint, sondern auch rechnerisch-methodisch zu nachvollziehbaren und akzeptablen Ergebnissen führt. Inwieweit bislang externalisierte Umweltwirkungskosten im Sinne der Kategorie 3 im Rechnungswesen ihre Berücksichtigung finden, hängt auch davon ab, in welcher Weise das Unternehmen gegebenenfalls Interpretationsspielräume oder Wahlrechte unternehmensentlastend oder -belastend wahrnimmt. Ergänzt können die drei Kategorien der externen Umweltwirkungskosten noch durch eine Aufstellung von Stoff- und Energieflüssen werden, die in der letzten Abrechnungsperiode bislang keine Berücksichtigung im Rechnungswesen gefunden haben oder in Form externalisierter Umweltwirkungskosten ausgewiesen wurde, nunmehr aber aufgrund umweltgesetz-

licher Forderungen in die traditionelle betriebswirtschaftliche Kosten- und Erlösrechnung „pagatorischen Eingang“ finden (z.B. neue Rohstofflenkungsabgaben). Diese Kategorie stellt somit eine Brücke her zwischen Stoff- und Energieflüssen, deren Effekte in der Vergangenheit externalisiert wurden, nun aber (teilweise) als interne Umweltwirkungskosten auftreten.

247 Die negativen Umweltwirkungen können in Anlehnung an den Vorschlag des „Council of Environmental Quality“ (CEQ) mittels folgender Gruppen von – aus der Volkswirtschaftlehre bekannten – Kostenansätze bewertet werden: 1151 (1) Schadenskosten („damage costs“) (2) Vermeidungs-, Verwertungs- und Beseitigungskosten („abatement costs“) (3) Planungs- und Überwachungskosten („transaction costs“) (4) Ausweichkosten („avoidance costs“) Während die Kostenkategorie (1)1152 Kosten darstellen, die einen bereits eingetretenen Schaden repräsentieren, können die zwei anderen Kategorien (2) und (3) in einer sehr starken Vereinfachung als „Schadenvermeidungskosten im weiteren Sinn“ zusammengefasst werden. Gestützt auf Erfahrungswerte werden Vermeidungs-, Verwertungs- und Beseitigungskosten sowie anteilige Planungs- und Überwachungskosten ermittelt und auf die einzelnen Verursacher aufgeteilt, wobei hier gewisse Vereinfachungen und Pauschalierungen unumgänglich sind. 1153 Der unter Punkt (2) genannte Vermeidungskostenansatz wird von manchen Autoren 1154 auch als eigenständige Kategorie im Sinne „potentieller Umweltschutzkosten“1155 zur Bewertung negativer betrieblicher Umweltwirkungen betrachtet. In diesem Zusammenhang würden dann drei Ansätze zur Ermittlung externen Umweltwirkungskosten zu unterscheiden sein: der Schadenskostenansatz, der Vermeidungkostenansatz und der Beseitigungskostenansatz, wobei in den beiden letzten Ansätzen auch die jeweiligen Planungs- und Überwachungskosten enthalten sind. Praktische Erfahrungen mit der Monetarisierung von negativen betrieblichen Umweltwirkungen für die Zwecke der Darlegung in Umweltberichten („Costs of Environmental Effects“, „Full Cost Accounting“) wurden von Fichter/ Loew/Seidel analysiert und kritisch kommentiert. 1156

1151

1152 1153 1154 1155

1156

Vgl. Schulz 1989, S. 46 f. und Prammer 1998, S. 133 ff.; Zum „Council of Environmental Quality“ siehe http://www.whitehouse.gov/ceq (Zugriff am 10.09.2007). Zur Diskussion über die Monetarisierung von Schäden bei ökologischen Schutzgüter siehe Kapitel 2.4.4.2.1. Siehe hierzu auch in Kapitel 2.4.4.2.1. Vgl. Bartelmus 1992, S. 241 ff. und Stockhammer et al. 1997, S. 19 ff. Der Vermeidungskostenansatz wurde für die betriebliche Anwendung erstmals von Freese/Kloock als methodischer Baustein der sogenannten ökologieorientierten Kostenrechnung vorgeschlagen (ausführlich Freese/Kloock 1989) und später von Roth aufgegriffen und weiter ausdifferenziert (ausführlich Roth 1992). Vgl. Fichter/Loew/Seidel 1997, S. 98 ff.

248 Letztlich können externalisierte negative Umweltwirkungen auch mit (5) Flusskosten der Stoff- und Energieverluste bewertet werden, die in Form von Emissionen in die natürliche Umwelt (Fortluft, Fortwasser und Stoffeinträge in den Boden, Fortenergie) abgegeben werden. Eine kritische Auseinandersetzung mit dieser Konzeptionsidee erfolgt in Kapitel 3.4.4.3. Für die weitere Vorgangsweise und Erörterung insbesondere in Kapitel 4.2 wird davon ausgegangen, dass in Abhängigkeit von den Bewertungszwecken ein Kostenansatz für negative Umweltwirkungen existiert, der die negativen Effekte mit hinreichender Genauigkeit widerspiegelt.

3.4.4.2 Umweltschutzkosten, Umweltwirkungskosten und Umweltbelastungskosten – Stufen in der Entwicklung von Umweltkostenkonzepten

In Unternehmen erfasste, verrechnete und ausgewiesene Umweltschutzkosten und Umweltabgaben sind Ausdruck einer Internalisierung externer Umweltwirkungskosten nach dem Verursachungsprinzip. 1157 Eine Internalisierung gemäß Gemeinlastprinzip erfolgt aufgrund steigender Faktorpreise für die Inanspruchnahme natürlicher Ressourcen über umweltbedingte allgemeine Erhöhung von Steuern, Gebühren und Beiträgen sowie über steigende Versicherungsbeiträge, die nicht an konkrete Einzelrisiken geknüpft sind.1158 Die Eingliederung verschiedener Umweltkostenbegriffe in die betriebswirtschaftliche Systematik der Kosten und deren Erweiterung setzt das grundlegende Verständnis für die in der Theorie der Umweltwirtschaft und in der betrieblichen Praxis verwendeten Umweltkostenbegriffe voraus: (1) Umweltschutzkosten, (2) Umweltwirkungskosten und (3) internalisierte Umweltbelastungskosten. Dieses gilt es nun auf den aktuellen Stand herzustellen. ad (1) Umweltschutzkosten: Ausgehend von der Externalisierung umweltbezogener Kosten hat erst die durch Gesetze und Normen entstandene Verpflichtung zur Erfassung von Ausgaben für Umweltschutzinvestionen 1159 zu einer betrieblichen Wahrnehmung und Reaktion geführt. Mitte der 1970er Jahre verloren die für die Einhaltung der umweltrechtlichen Vorgaben anfallenden „Kosten für Umweltschutzinvestitionen“ ihre unter1157 1158 1159

Vgl. Piro 1994, S. 33. Vgl. Schreiner 1992b, S. 475. Die Erfassung von Anschaffungsausgaben für „produktions- und produktbezogene Umweltschutzinvestitionen“ wurde erstmals in Europa durch das deutsche Umweltstatistikgesetz vorgeschrieben (vgl. deutsches UStatG 1974, S. 1938 ff.).

249 geordnete Bedeutung. Mit dieser Entwicklung geht ein Umweltschutzkostenbegriff einher, der neben den Abschreibungen für Umweltschutzanlagen auch die laufenden Aufwendungen bzw. Kosten für den Umweltschutz inkludiert und den Fokus auf die Outputseite der Produktion 1160 legt. Inzwischen hat der Begriff der Umweltschutzkosten mehrere Erweiterungen erfahren. 1161 So werden heute in einzelnen europäischen Ländern durch die statistischen Dienste neben den Aufwendungen/Kosten für die Umweltschutzinvestitionen auch die Aufwendungen/Kosten für den Betrieb und die Wartung von Umweltschutzanlagen (Personal-, Energie- und Sachkosten) sowie produktbezogene Maßnahmen produzierender Unternehmen erhoben. 1162 Umweltschutzkosten können damit als bewerteter sachzielorientierter (internalisierter) Güterverzehr definiert werden, der für betriebliche Maßnahmen anfällt

- zur Vermeidung, Verminderung und Beseitigung von negativen Umweltwirkungen einschließlich der Verwendung/Verwertung bzw. Beseitigung von Reststoffen sowie - zur Revitalisierung der natürlichen Umwelt. Dies schließt auch sämtliche betriebliche Maßnahmen zur Sicherung, Überwachung (Prüfungen und Kontrollen 1163) und Dokumentation mit ein, die sich aus umweltbezogenen Vorgaben oder aus der Selbstverpflichtung des Unternehmens ergeben. Umweltschutzkosten sind Ausdruck einer ökonomisch-ökologischen Internalisierung externer Umweltwirkungen bzw. Umweltwirkungskosten. Die ökonomische Internalisierung von Umweltwirkungen ist auf dem betrieblichen Wertverzehr begründet, der mit der Vermeidung und Verminderung von negativen Umweltwirkungen einhergeht. Während Minderungsmaßnahmen lediglich eine teilweise ökologische Internalisierung bewirken, führen Vermeidungsmaßnahmen zu einer vollständigen ökologischen Internalisierung negativer Umweltwirkungen. Vermeidungsmaßnahmen weisen einen vorsorgeorientierten Charakter auf, Minderungsmaßnahmen sind typischerweise dem additiven Umweltschutzes zuzurechen

1160

1161 1162

1163

In der VDI-Richtlinie 3800 „Kostenermittlung für Anlagen und Maßnahmen zur Emissionsminderung“ werden Umweltschutzkosten als Kosten definiert, die aus „ […] Maßnahmen zur Verminderung, Vermeidung und Überwachung von Emissionen und Immissionen einschließlich produktbezogener Maßnahmen“ resultieren (Verein Deutscher Ingenieure 1979, S. 3). Vgl. hierzu etwa Roth 1992, S. 107. In Österreich etwa werden diese Kosten durch die Statistik Austria (Wien) oder in Deutschland durch das statistische Bundesamt (Wiesbaden) erhoben. Die Begriffe „Prüfung“ (= Revison) bzw. „Überprüfung“ zum einen und „Kontrolle“ zum anderen werden als Unterbegriffe von „Überwachung“ angesehen (vgl. Horváth 1994, S. 759, der sich auf Zünd 1973, S. 115 bezieht). Die Unterscheidung von Prüfung und Kontrolle bezieht sich auf den Prozessbezug der beiden Vorgänge: (Über-)Prüfungen sind ein prozessunabhängiger Vorgang, erfolgen also von außen (vgl. auch Lindemann/Nagl 1970, S. 15 f.); Kontrollen sind prozessabhängig, also ein systeminterner Vorgang. In der deutschsprachigen Literatur wird das mit „Überwachung“ befasste betriebliche Aufgabensystem - sprachlich unpräzise - häufig als „Internes Kontrollsystem“ bezeichnet (vgl. Horváth 1994, S. 759).

250 und weisen daher einen nachsorgeorientierten Charakter auf.1164 Bei Maßnahmen zur Beseitigung negativer Umweltwirkungen handelt es sich um nachsorgeorientierte Aktivitäten, die wiederum in Maßnahmen der Behebung und der Sanierung unterteilt werden können. Während Behebungsmaßnahmen nur auf die Eliminierung der belastenden Quelle abstellen, wie etwa die Stilllegung eines Produktionsprozesses, gehen Sanierungsmaßnahmen darüber hinaus und sind auch auf die Wiederherstellung des ursprünglichen ökologischen Gleichgewichtszustandes ausgerichtet1165, wie dies etwas bei der Altlastensanierung angestrebt wird. Zugleich ist festzuhalten, dass bei Maßnahmen zur Vermeidung, Verminderung oder Beseitigung von Umweltwirkungen auch negative Umweltwirkungen entstehen (können). Dies fällt insbesondere bei additiver Umweltschutztechnologie ins Gewicht, da sowohl bei der Herstellung und Entsorgung solcher Anlagen negative Umweltwirkungen entstehen, als auch im Rahmen ihres Betriebes neben bzw. im Zusammenhang mit der gewünschten Reinigungsleistung. Von der „Brutto-Umweltleistung“ einer Umweltschutzanlage bzw. -maßnahme müssen demnach immer ihre Umweltwirkungen abgezogen werden, um zu ihrer „Netto-Umweltleistung“ zu gelangen.1166 ad (2) Umweltwirkungskosten: In den 1980er Jahren treten zu den Anschaffungs- und Betriebskosten von Umweltschutzanlagen steigende Entsorgungskosten für Abfälle und Abwässer hinzu. Diese umweltrelevanten Kosten versuchen einige Autoren unter dem Begriff der Umweltschutzkosten zu subsummieren, also den Begriff der Umweltschutzkosten anzureichern. 1167 Diesen Ausführungen wird hier aber nicht gefolgt. Vielmehr werden zunächst die mit unerwünschten Input- oder Outputkomponenten einhergehenden pagatorischen Kosten 1168 als betriebliche Umweltwirkungskosten herausgehoben. Es handelt sich hierbei um pagatorische Kosten auf Grundlage von Stoff- und Energieflüssen, die – von der Gesellschaft explizit als unerwünschter Input betrachtet – in die betriebliche Sphäre gelangen oder – von der Gesellschaft explizit als unerwünschter Output betrachtet (Rückstände, Emissionen) – die betriebliche Sphäre verlassen. Die Unerwünschtheit dieser Stoff- und Energieflüsse bezieht sich darauf, dass sie ökologisch negative Wirkungen direkt oder indirekt auslösen bzw. auslösen können und sich dies im 1164

1165 1166 1167

1168

Durch Substitutionsmaßnahmen können sowohl input- als auch outputseitig Verminderungs- und/oder Vermeidungseffekte erzielt werden. Vgl. Betge 1988, S. 519. Zum Begriff der Umweltleistung siehe Kapitel 3.3.2 Vgl. etwa Frese/Kloock 1989, S. 13 ff., Kloock/Sieben/Schildbach 1999, S. 105, Wagner/Janzen 1991, S. 123 ff., Roth 1992, S. 107 sowie Schreiner 1996, S. 270 ff. Andere Autoren differenzieren in Umweltentlastungs- und Umweltbelastungskosten (vgl. etwa Fischer/Blasius 1995, S. 441 ff., Spengler et al. 1998, S. 157 ff.). Da der Begriff der Umweltentlastung lediglich eine Umetikettierung des Umweltschutzes darstellt, wird in dieser Arbeit der gängigere Begriff der Umweltschutzkosten beibehalten. Zu unerwünschten Outputkomponenten, die mit pagatorischen Kosten einhergehen siehe Kapitel 2.4.3.2.

251 Rechnungswesen etwa in Form einer Abgabe niederschlägt, die der Fiskus aus umweltpolitischen Gründen einhebt.1169 Zu den Umweltwirkungskosten gehören auf der Inputseite der betrieblichen Transformation etwa Zahlungen auf Basis erhobener Rohstofflenkungsabgaben ebenso, wie auf der Outputseite Zahlungen auf Basis von Umweltabgaben oder lizenzen, die zur Befrachtung bzw. Belastung der Umweltmedien Luft, Wasser und Boden berechtigen. Ebenso zählen Ausgaben für die Entsorgung von Abfällen1170 sowie anfallende Abwassergebühren 1171 zu den Umweltwirkungskosten. Letztlich sind auch Ausgaben für eine (Haftpflicht-)Versicherung, die aus den Umweltisiken der betrieblichen Leistungserstellung resultiert 1172 und im Schadensfall zu Zahlungen der Versicherung an die Geschädigten führen, Teil dieser Umweltkosten. Ein Charakteristikum der Umweltwirkungskosten ist die relativ einfache sachliche Abgrenzbarkeit aufgrund der pagatorischen Eigenschaft dieser Kosten. Der Begriff der Umweltwirkungskosten soll zum Ausdruck bringen, dass der mit diesen Kosten korrespondierende Stoff- oder Energiefluss direkt oder indirekt ökologisch negative Wirkungen auslösen kann (was zurzeit vielfach der Fall ist), aber nicht zwangsläufig muss. Damit wird dem Arbeitsergebnis von Kapitel 2.4.2.1.3 terminologisch entsprochen, dass Umweltwirkungen betrieblicher Tätigkeit nicht nur oberhalb, sondern auch unterhalb der ökologischen Belastungsgrenze liegen können. Erfasste, verrechnete und ausgewiesene Umweltschutzkosten und Umweltwirkungskosten führen in der betrieblichen Praxis dazu, dass betrieblicher Umweltschutz oft ausschließlich als Kostentreiber angesehen wird 1173 Dem muss zum einen entgegengehalten werden, dass die einseitige Betrachtung von Umweltschutz- und Umweltwirkungskosten den Blick auf allfällig erzielte wirtschaftliche Vorteile in Form von ersparten noch höheren Kosten verstellt, die eine spätere Beseitigung von Umweltbelastungen oder -schäden mit sich bringt. Zum anderen wird die verursachungsgerechte Zurechnung von Umsatzsteigerungen, Imageverbesserung und direkt erzielten Erlösen (Wertstoff- bzw. Wertenergieerlöse) oft vernachlässigt. In beiden Fällen macht sich wieder die oben angeführte Problematik der Abgrenzung integrierter Umweltschutzmaßnahmen bemerkbar. Das heißt, dass die Höhe erwarteter Kosteneinsparungen auch davon abhängt, welcher Anteil der Kostenentlastungseffekte dem integrierten Umweltschutz und welcher Anteil dem Rationalisierungseffekt zugerechnet wird. 1169

1170

1171

1172 1173

Zu Umweltabgaben und Umweltlizenzen als Hauptinstrumente der Umweltpolitik mit öffentlichen Einnahmen siehe Wicke 1991, S. 344 ff. Das österreichische Abfallrecht unterscheidet in gefährliche und nicht gefährliche Abfälle, was auf die Höhe der jeweiligen Entsorgungskosten einen maßgeblichen Einfluss ausübt. Die an Verwerter und Entsorger abgegebenen betrieblichen Abfälle und Abwasser verbleiben in technosphärischer Kontrolle und bilden somit grundsätzlich eine eigenständige Kategorie der Abproduktekosten. Solange jedoch keine ökologisch nachhaltige Verwertung oder Entsorgung stattfindet, können die anfallenden Abfall- und Abwassergebühren als Umweltwirkungskosten klassifiziert werden. Vgl. Meffert/Kirchgeorg 1998, S. 114 ff. Steven/Schwarz/Letmathe 1997, S. 40.

252 ad (3) internalisierte Umweltbelastungskosten: Ausgehend vom Erfordernis der weitgehenden Internalisierung externer Umweltwirkungen stehen die oben skizzierten betrieblichen Umweltwirkungskosten nur für einen „kleinen“ (pagatorischen) Teil der Internalisierung externer Umweltbelastungskosten. Das unter der Internalisierungsperspektive umfassendere Umweltkostenkonzept stellen die

internalisierten Umweltbelastungskosten dar. Sie beinhaltet jene „[…] Betriebskosten, von denen unter Inputaspekt […] und Outputaspekt […] eine besondere Belastung hinsichtlich der Umweltmedien […] ausgeht“. 1174 Mit Input- und Outputaspekt stellt Seidel auf betriebliche Stoff- und Energieeinsätze ab, die die Umwelt besonders belasten. Zu diesen werden beispielhaft Energieeinsatzkosten fossiler und atomarer Brennstoffe sowie Einsatzkosten besonders umweltschädlicher Einsatzstoffe und Entsorgungskosten gezählt. Gerechtfertigt wird dieser heuristisch-pragmatische Ansatz mit einem Hinweis auf das Konzept der Flusskosten (Kapitel 3.4.4.3) sowie damit, dass bei zu internalisierenden hohen Kosten „[…] jeder teilweise (geringe) Kostenansatz besser [ist], als gar keiner.“ 1175 Eine Problematik dieses Kostenkonzeptes dürfte in seiner Operationalisierung und Konkretisierung hinsichtlich der betrieblichen Stoff- und Energieeinsätze mit „besonderer Umweltbelastung“ liegen, da hiermit die Frage der Umweltverträglichkeit der Stoff- und Energieeinsätze impliziter Bestandteil der sachlichen Abgrenzung wird. Im Vergleich zu den betrieblichen Umweltwirkungskosten ist die sachliche Abgrenzung der internalisierten Umweltbelastungskosten daher als wesentlich schwieriger einzustufen. Auch im Vergleich zu Reststoffkosten und Flusskosten dürfte (den Ausführungen im nächsten Kapitel vorgreifend) die sachliche Abgrenzung der internalisierten Umweltbelastungskosten schwieriger sein, da bei ersteren die Frage nach der relativen Umweltverträglichkeit der betrieblichen Stoff- und Energieflüsse im Rahmen der sachlichen Abgrenzung keine Rolle spielt und daher ausgeblendet bleibt. Das Konzept der internalisierten Umweltbelastungskosten wird daher konzeptionell nicht weiterverfolgt. Das Verständnis der drei beschriebenen Umweltkostenkategorien reflektiert den aktuellen Stand der Umweltkostendiskussion in der klassischen Betriebswirtschaftslehre. 1176 Die in den nun folgenden Kapiteln skizzierten Umweltkostenkonzepte stehen zwar (noch) außerhalb dieses Bezugsrahmens, der umweltwirtschaftlichen Diskurs in den letzten Jahren hat sie jedoch schon näher gerückt.

1174 1175 1176

Seidel 2003, S. 380. Ebd. S. 380. Vgl. Heupel 2006, S. 240.

253 3.4.4.3 Flusskosten – eine neue Entwicklungsstufe der Umweltkostenkonzepte

Klassische Kostenrechnungsansätze bilden die mit Material- und Energieflüssen verbundenen Kosten innerhalb des Unternehmens nur eingeschränkt ab. Mit dem Ansatz von Umweltschutz- und Umweltwirkungskosten treten in der betrieblichen Praxis das Problem der Abgrenzung von Umweltschutzkosten auf sowie das Problem, dass Umweltschutz oft ausschließlich als Kostentreiber gesehen wird. Zugleich bestehen – insbesondere bei Unternehmen der Sachgüterproduktion – oft erhebliche Informationsdefizite im Hinblick auf die Effizienz, mit der stoffliche und energetische Faktoren eingesetzt werden und auf die damit verbundenen Kostenkonsequenzen. Mitte der 1990er Jahre wurden daher Kostenrechnungsansätze entwickelt1177, die diese Defizite – zunächst in Form von Nebenrechnungen – ausgleichen sollen.1178 Allen gemeinsam ist, dass sie von der Erfahrung ausgehen, dass die Effizienz der in Betrieben eingesetzten Materialien und Energie deutlich gesteigert werden kann. So werden im Rahmen der Reststoffkostenrechnung 1179 alle jene Kosten erfasst und ausgewiesen, die mit der Entstehung von Reststoffen variabel sind. Bevor Reststoffe entsorgt werden, müssen sie zuvor als Roh-, Hilfs- oder Betriebsstoffe beschafft, in der Produktion bearbeitet, veredelt, transportiert und gelagert werden. Die Wertkomponente der Reststoffe soll daher über die Entsorgungskosten hinaus sämtliche anteilige Kosten des Einkaufes und der Produktion umfassen. In Fällen, in denen für einzelne Wertstoffe 1180 (kurzfristig) Erlöse erzielt werden, geraten mögliche Einsparpotentiale über die eingesetzten Materialien ganz aus dem Blickfeld. Erst das Hervorheben der gesamten Wertkomponente der Reststoffe zeigt das Ausmaß der Kosten, die mit bestimmten Reststoffmengen verbunden sind. Während sich die Reststoffkostenrechnung auf die betrieblichen Aktivitäten entlang der Reststoffströme bezieht, fokussiert das in den USA in den 1990er Jahren entwickelte „material only concept“1181 wiederum (nur) die entscheidungsrelevanten, variablen Materialkosten mit Produktbezug. Der Flusskostenansatz verknüpft schließlich beide Konzeptionsideen. Die Grundidee der Flusskostenrechnung greift den konzeptionellen Fortschritt der 1177 1178

1179 1180 1181

Vgl. Fischer/Blasius 1995, S. 441. Am Beginn dieser Entwicklung steht die Prozesskostenidee, nach der Kosten – in stärkerem Maße als bei traditionellen Kostenrechnungen – über Prozessmengen verrechnet und ausgewiesen werden. Vgl. Fischer/Blasius 1995, S. 455. Hierzu umfassend Fischer 1998a, Fischer 1998b, und Fischer et al. 1997. Zu Definition und Einordnung von Wertstoffen siehe Kapitel 2.4.3.2. Beim „material only concept“ wird während der laufenden Periode in der Kostenrechnung lediglich der geflossene Materialwert gebucht. Erst mit Periodenende werden die Fertigungskosten der Kostenstellen aktiviert. Erfahrungshintergrund dieses Ansatzes ist, dass die aus Personal- und Betriebsmittelkosten gebildeten Fertigungskosten nahezu fixen Charakter aufweisen, während die Materialkosten den höchsten Kostenblock bilden und als variable Kosten kurzfristig beeinflussbar sind (vgl. Bundesumweltministerium Bonn/Umweltbundesamt Berlin 2001, S. 517).

254 Reststoffkostenrechnung auf und dehnt sie auf die absetzbaren Erzeugnisse aus.1182 Materialund Energieflüsse werden hierbei als Kostensammler betrachtet, d.h. die Kosten der betrieblichen Leistungserstellung werden entlang der Material- und Energieflüsse auf Reststoffe einerseits1183 und auf absetzbare Erzeugnisse andererseits verrechnet. Das Spektrum der Flusskostenrechnung reicht dabei von der (jüngeren) Variante der ausschließlichen Zurechnung der (relativen) Einzelkosten der eingesetzten Materialien und Energien sowie der (unechten) Gemeinkosten über die Teilprozesse entlang der Material- und Energieflüsse auf die in der jeweiligen Kostenstelle zu betrachtenden Objekte1184 bis zu Varianten der Zurechnung weiterer Gemeinkosten bzw. fixer Kosten, insbesondere Personalkosten und Kosten der Betriebsbereitschaft der Anlagen1185. Durch die material- und energieflussorientierte Zuordnung der Kosten lenken sowohl Flusskosten- als auch Reststoffkostenrechnung die Aufmerksamkeit auf die „realen Bestandteile“ der Kosten und wirken durch transparente(re) Information unterstützend bei der Suche nach ökonomischökologischen Effizienzpotentialen. Am Beginn einer Flusskostenrechnung steht die Erstellung von (vereinfachten) Materialund/oder Energieflussmodellen, in denen die innerbetrieblichen Flüsse und Bestände beschrieben werden. Dies erfordert eine durchgängige Betrachtung aller Prozesse mit ihren Material- und Energieflüssen vom Eingang ins Unternehmen bis zum Verlassen als Produkt oder Abprodukt. Ein Materialflussmodell entspricht im Aufbau einem innerbetrieblichen Stoffstromnetz und umfasst damit: (a) interne Mengenstellen, bei denen Material gelagert oder transformiert wird (Wareneingang, Rohstofflager, verschiedene Produktionsbereiche, Zwischenlager, Versandlager, Aufbereitungsanlagen, etc.), (b) externe Mengenstellen als „Verbindung nach außen“ wie Lieferanten, Kunden, Versorger und Entsorger und (c) Verbindungen zwischen den Stellen, die durch Flüsse repräsentiert werden. Mit einem Flussmodell wird zugleich die Grundstruktur für die Zuordnung der Kosten im Rahmen der Flusskostenrechnung festgelegt. Abb. 3-6 zeigt typische Mengenflüsse („Produkt“, „Verpackung“, „Materialverlust“ und für außerbetriebliche Nutzung bestimmter „Wertstoff“) in einem Betrieb zur Herstellung materieller Sachgüter, wie sie als Kostensammler für die Zuordnung von Kosten fungieren können.

1182

1183

1184 1185

Vgl. Kunert AG/Kienbaum Unternehmensberatung GmbH/Institut für Management und Umwelt GmbH 1995. In Laufe der Entwicklung wurden auch indirekte Nutzenergieverluste durch Materialverluste in das Flusskostenkonzept eingeführt. Vgl. Malinsky/Prammer 2005, S. 351 ff. Vgl. Fichter/Loew/Redmann 1999, S. 14 ff. Vgl. Bundesumweltministerium Bonn/Umweltbundesamt Berlin 2001, S. 531 ff.

255

PRODUKT UND VERPACKUNG MATERIALEINSATZMENGE nach Stoffflüssen RESTSTOFF nach Stoffflüssen

WERTSTOFF für externe Nutzung MATERIALVERLUST (FREIPRODUKT UND ABPRODUKT)

Abb. 3-6: Typische Verteilung der Materialeinsatzmengen auf die Outputobjekte Produkt, Wertstoffe und Materialverluste bei der Erzeugung materieller Sachgüter (Quelle: Malinsky/ Prammer 2005, S. 350) 1186

Die Flusskostenrechnung ist zwar aus einer rein materialwirtschaftlichen Fokussierung heraus entstanden, ihre Grundidee aber für nahezu alle Betriebe und Prozesse anwendbar. Die hier vorgestellte Form der Flusskostenrechnung unterscheidet drei Hauptgruppen von Kostenarten: 1187 (1) Materialkosten und Energiekosten: Sie stellen den Wert des Stoff- bzw. Energieflusses beim Eingang ins Unternehmen dar. Die exakte Abbildung dieser Kosten ist der methodisch anspruchsvollste Teil der Flusskostenrechnung. Anders als in einer konventionellen Kostenrechnung können die Materialkosten in ihrem Gesamtwert erst durch Verdichtung der auf Grundlage der Stoff- und Energieflussmodelle zugeordneten Werte ermittelten werden. (2) Systemkosten: Sie fallen bei der Gestaltung, Steuerung und Transformation der Materialund Energieflüsse an. Es handelt sich hierbei vor allem um Personalkosten, Abschreibungen und Kosten für externe Dienstleistungen, die den Kostensammlern („Kostenträgern“) entsprechend zugeordnet werden. Dazu gehören auch Kosten für die physische Bearbeitung des Materials und Prozesskosten, die für die materialbezogenen dispositven Tätigkeiten anfallen. (3) Liefer- und Umweltwirkungskosten: Lieferkosten fallen etwa für den Transport der Produkte an. Umweltwirkungskosten fallen bei der Entsorgung von Abfällen, bei der Abgabe von Abwasser an Abwasserverbände und gegebenenfalls bei der Abgabe von Emissionen an die natürliche Umwelt an.

1186

1187

Da die Stoffflüsse Außenbeziehungen repräsentieren, wird innerbetriebliches Recycling in diesem Modell nicht abgebildet. Zum Begriff der Freiprodukte und Abprodukte siehe Kapitel 2.4.3.3. ZumWertstoffbegriff siehe Kapitel 2.4.3.2. Vgl. Bundesumweltministerium/Umweltbundesamt Berlin 2003, S. 24.

256 Der durch transparente(re) Material-, Energie- und Kostenflüsse erzielbare Nutzen hängt in erster Linie von der Material- und Energieintensität des Prozess- bzw. Betriebsgegenstandes ab. Der Aufwand für die exakte Zuordnung von Material-/Energie-, System- und Entsorgungskosten hängt von mehreren Faktoren ab: Von Umfang und Detailliertheit des Flussmodells, von den zu berücksichtigenden Kostenarten und von der Datenbasis, d.h. ob mit den zur Verfügung gestellten Informationen eine separierte („Insellösungen“) oder eine integrierte Form der Datenbasis geschaffen werden soll. In diesem Sinne reicht das Spektrum der Anwendung der Flusskostenrechnung von einer einfachen Variante in Form einer Nebenrechnung für Dienstleistungsunternehmen bis zur vollständigen Integration in ein Enterprise Resource Planning System eines sachgüter- bzw. energieerzeugenden Unternehmens.1188

INPUT Kosten in Mio Euro

Produkt Genutzte Energie Rohstoffe Verpackung Wertstoffe für externe Nutzung Externe Sekundärnutzung der Restenergie

Materialverlustekosten Energieverlustekosten Direkte Energieverluste Materialverluste indirekte Energieverluste Abfälle Abwasser

Summen

Materialflussbezogene Kostensummen

Energieflussbezogene Kostensummen

THROUGHPUT

OUTPUT

Energiekosten

Systemkosten (Personal, Abschreibung)

Liefer- und Entsorgungskosten

102,0

10,0

40,0

2,0

142,0

12,0

71,0 23,0

7,0 2,0

20,0 17,0

0,0 2,0

7,0 4,0

8,0

0,5

2,0

0,0

91,0 40,0 10,0

0,5

0,5

1,0

0,0

1,0

0,5

2,0

21,0

4,0

Materialkosten

direkt

indirekt

3,0 3,0

1,0 -

4,0 -

-

0,0

3,0

15,0

-

1,0

4,0

2,0

21,0

1,0

8,0 7,0

-

1,0 n.z.

2,0 2,0

1,0 1,0

11,0 10,0

1,0 n.z.

44,0

4,0

163,0

16,0

15,0 -

117,0

14,0

n.z. = nicht zuordenbar Tab. 3-2: Vereinfachte Flusskostenmatrix mit beispielhaftem Ausweis von material- und energieflussbezogenen Kosten für Betriebe/Prozesse (Quelle: Malinsky/Prammer 2005, S. 357)

Die den Material- und/oder Energieflüssen zugeordneten Kosten werden in einer sogenannten Flusskostenmatrix dargestellt (Tab. 3-2). Sie zeigt, welche Kosten für die Kostensammler – in einem unternehmensspezifisch festgelegten Detaillierungsgrad – angefallen sind und wie sie sich prozess- bzw. unternehmensspezifisch differenziert auf Input- (Materialkosten), Throughput- (Systemkosten) und Outputobjekte (Liefer- und Entsorgungskosten) verteilen.

1188

Darüber hinaus können Flussmengen- und -kosteninformationen zur Identifizierung und Messung von Effizienzen auf überbetrieblicher Ebene beitragen. Zu einem diesbezüglichen Vorschlag siehe Malinsky/Prammer 2005, S. 360 ff.

257 Bei jeder Umwandlung von Energie entsteht nicht nur die erwünschte Form von Energie, sondern es entstehen auch Energieverluste; so etwa bei kalorischen Kraftwerken in Form von Kessel-, Turbinen- und Generatorverlusten bei der Umwandlung der jeweiligen Einsatzenergie in die erwünschte Nutzenergie oder bei Transportbetrieben bzw. -fahrzeugen, wo chemische Energie (Treibstoffe) in Bewegungsenergie umgewandelt wird.1189

ENERGIEEINSATZMENGE nach Energieflüssen

NUTZENERGIE nach Stoffflüssen

RESTENERGIE nach Energieflüssen

NUTZENERGIE Produkt und Wertstoffe Indirekter ENERGIEVERLUST durch Materialverlust WERTENERGIE für externe Sekundärnutzung Direkter ENERGIEVERLUST

Abb. 3-7: Typische Verteilung der Energieeinsatzmengen auf genutzte Energie und auf Energieverluste bei der Erzeugung materieller Sachgüter (Quelle: Malinsky/Prammer 2005, S. 354)1190

Auch bei Herstellern materieller Sachgüter entstehen Energieverluste; etwa im Zuge der thermodynamischen Prozesse bei der Stahlherstellung oder wenn bei Anlagen zur Materialbearbeitung Strom in Bewegungsenergie umgesetzt wird. Neben diesen direkten Energieverlusten entstehen jedoch noch weitere, sog. indirekte Energieverluste und zwar durch Materialverluste, für deren „Erzeugung“ zuvor Nutzenergie eingesetzt worden ist. Einen schematischen Überblick gibt Abb. 3-7. 1189

1190

Nach dem 1. Hauptsatz der Thermodynamik („Energieerhaltungssatz“) bleibt die Energie in einem geschlossenen System konstant, d.h. sie kann weder erzeugt noch vernichtet werden. Naturwissenschaftlich gesehen kann ausschließlich mittels Kernspaltungs- und Kernfusionstechnologie aus Materie Energie gewonnen werden (Massendefekt). Bei der physikalisch konventionellen Umwandlung von schon vorhandener Energie in eine andere Form, auf deren Betrachtung sich diese Arbeit beschränkt, geht keine Energie „verloren“. Energie kann daher auch nicht „verbraucht“ werden, sondern wird lediglich „gebraucht“. Bei der physikalisch konventionellen – und daher begrifflich unzutreffenden – Energiegewinnung wird vorhandene Energie durch Umwandlung für gewisse Zwecke verfügbar gemacht. Bei jeder Energieumwandlung wird ein gewisser Anteil der Energie etwa infolge von Reibung, ohmschen Widerstand oder Strahlungsverluste in Wärme verwandelt („Energiedissipation“). Dieser Anteil steht dann für bestimmte Nutzungen nicht mehr zur Verfügung. So können etwa die kinetische und/oder potentielle Energie eines Systems nicht mehr erhöht werden oder Energiefelder aufgebaut oder vorhandene Feldenergie verstärkt werden (dies sind Prozesse, die sich mit reiner Wärmezufuhr nicht realisieren lassen). Je nach Sachzusammenhang stellt der in dieser Arbeit verwendete Begriff des Energieverlustes auf den naturwissenschaftlich-physikalischen oder den wirtschaftlich Kontext ab. Im ersteren Fall beschreibt der Energieverlust jenen Anteil der vorhandenen Energiemenge, der die Fähigkeit verliert, für das betrachtete System (Betrieb, Prozess) eine spezifisch-energetische Arbeit zu verrichten (vgl. hierzu Rebhan 2002, S. 26 ff.). Im zweiteren Fall meint Energieverlust die aus einem System – etwa ein „Betrieb“ oder ein „Prozess“ – austretende Energiemenge, die für das System nicht mehr wirtschaftlich nutzbar ist. Da die Stoff- und Energieflüsse Außenbeziehungen repräsentieren, gehen die innerbetriebliche Sekundärnutzung von Energie und das innerbetriebliche Recycling nicht in dieses Modell ein.

258 Materialverluste finden in der klassischen Kostenrechnung ihren Niederschlag, wenn hierdurch Kostenwirkungen auftreten (Entsorgungskosten, Altlastenbeitrag, u.a.) und dann oft (nur) in Form von Gemeinkosten. Energieverluste hingegen werden im Allgemeinen in der Kostenrechnung nicht verrechnet, da mit diesen Vorgängen keine (klassischen) Kostenwirkungen verbunden sind. Mit dem Flusskostenansatz wird hier ein anderer Weg beschritten. Die erstellten Stoff- und Energieflussmodelle bilden die allgemeine Grundlage für die Bezugsgrößen, auf denen die Kostenzuordnung basiert. Je nach vorliegendem Fall sind Material- und/oder Energieflussmodelle zu erstellen, die qualitative und quantitative Informationen über die Flüsse beinhalten. So werden in Materialflussmodellen alle erfassten Materialarten mit ihren Masseströmen geführt. Und Energieflussmodelle beinhalten die Energieträger mit ihren quantitativen Komponenten wie etwa Heizwert, Temperatur und Druck. Material, das stofflicher und energetischer Einsatzfaktor zugleich ist und dessen stoffliche Komponenten 1191 (transformiert) in das Produkt eingehen, 1192 ist grundsätzlich als Materialart in das Materialflussmodell einzubeziehen. Ist der Zweck des Prozesses hingegen auf die Erstellung eines nicht-materialbezogenen Produktes ausgerichtet, wie dies etwa bei der Energieerzeugung und bei Transporten der Fall ist, so ist ein Einsatzfaktor mit stofflichen und energetischen Eigenschaften als Energieart in das Energieflussmodell einzubeziehen. Mit der Erfassung und Gliederung der für den Material- und Energieverbrauch angefallenen Kosten ist bereits die Frage der Zuordnung dieser Kosten, d.h. möglicher Bezugsgrößen (vor)bestimmt. Für die Materialkosten kommen sachlogisch nur die Materialflüsse als Bezugsgrößen in Frage. Den Kostensammlern sind also alle angefallenen Materialkosten nach dem Materialfluss zuzuordnen (zur Zuordnung von Materialkosten siehe rechter Bereich in Abb. 3-8). Bei den angefallenen Energiekosten ist zwischen einer energie- und einer stoffbezogenen Zuordnung zu unterscheiden. Wird etwa ein materialbezogenes Sachgut erstellt, so bilden die relevanten Materialflüsse die Zuordnungsgrundlage. Die (materialbezogenen) Produkte und Materialverluste fungieren dabei als Kostensammler. Ansonsten fungieren – entsprechend dem energetischen Nutzungsgrad – die genutzte Energie und die entstandenen Energieverluste auf Grundlage des Energieflussmodells als Kostensammler.

1191

1192

Nur die Komponenten stoffgebundener Energieträger (etwa fossile und biogene Brennstoffe, u.U. Druckluft) können - im Gegensatz zu nicht-stoffgebundenen Energieträgern (etwa Solarenergie, Strom) - in ein materialgebundenes Produkt eingehen. Druckluft nimmt hier insofern eine Sonderstellung ein, da es als stoffgebundener Energieträger in der Regel nicht in ein materialgebundenes Produkt eingeht. D.h. der Zweck des Prozesses ist auf die Erstellung eines materialbezogenen Sachgutes ausgerichtet.

259

Energiekosten

Kosten Nutzenergie Produkt und Reststoffe

Materialkosten

Kosten Restenergie

Kosten externe Sekundärnutzung der Restenergie

Kosten direkte Energieverluste

Kosten indirekte Energieverluste durch Materialverluste Kosten Nutzenergie Produkt und externe Wertstoffe

Materialkosten Reststoffe

Kosten Materialverluste Kosten der verlorenen Energie

Kosten Nutzenergie Produkte Kosten Nutzenergie externe Wertstoffe

Mengengerüst der Materialverluste

Materialkosten Produkt

Kosten Material- und Energieverluste Kosten Energie und Material Produkt

Materialkosten externe Wertstoffe

Abb. 3-8: Zuordnung der Energie- und Materialkosten zu Produkt, zu Wertstoffen, zur Sekundärnutzung von Restenergie sowie zu Material- und Energieverlusten (Quelle: nach Malinsky/Prammer 2005, S. 355)

Im Hinblick auf eine Aufsplittung der Energiekosten in Kosten für Nutzenergie und Kosten für Restenergie bildet der Energiefluss die Grundlage der Zuordnung. Ebenso nach dem Energiefluss zuzuordnen sind die (zuvor) der Restenergie zugeordneten Kosten in Hinblick auf solche, die den direkten Energieverlusten und solche, die einer allfälligen externen Sekundärnutzung zugerechnet werden können. Die (zuvor) der Nutzenergie zugeordneten Kosten sind hingegen – bei entstandenen Materialverlusten – nach den Materialflüssen in Kosten für produkt- und sekundärstoffbezogene Nutzenergie und in Kosten für die durch Materialverluste entstehenden indirekten Energieerluste aufzusplitten (Zuordnung von Energiekosten siehe linker Bereich in Abb. 3-8). Ausgehend von der Begrifflichkeit der Material- und Energieverluste wird nun von „Materialund Energieverluste-Kosten“ („MEV-Kosten“) sowie von – die MEV-Kosten um die Flusskosten der Wertstoff- und Wertenergieströme ergänzten – Non-Produkt-Kosten („NPOKosten“) gesprochen. Erhobene MEV- bzw. NPO-Kosten 1193 bilden die Grundlage zur Ableitung von Kostensenkungszielen.

1193

Zum leichteren Lesbarkeit wird folgend keine Unterscheidung in MEV- und NPO-Kosten vorgenommen.

260 Wird bei der Berechnung des Material- bzw. Energieflüsses von der Ausgeglichenheit des Input- und des Outputflusses ausgegangen, so ergibt die Berechnung der MEV-Kosten einen Wert (= höchstes Niveau der Materialverluste-Kosten), der das technisch maximal erzielbare Einsparpotential repräsentiert. Während es bei Prozessen der Stoffumwandlung theoretisch möglich ist das gesamte Potential zu heben, ist dies bei thermodynamischen Prozessen aufgrund naturgesetzlicher Gegebenheiten ausgeschlossen. So liegt die Energieausbeute bei Wärmekraftmaschinen aufgrund des Carnot´schen Wirkungsgrades bei weit unter 100 Prozent der zugeführten Energie. Die in der Praxis erzielte Energieausbeute liegt häufig bis zu zwei Drittel des Carnot´schen Wirkungsgrades. 1194 Kostensenkungsziele sollen einerseits anspruchsvoll sein sollen, um das auszuschöpfende Potential zum Ausdruck zu bringen, andererseits aber erreichbar sein, um zur Mitarbeit zu motivieren. Würde man bei thermodynamischen Prozessen die Abwärme äquivalent mit dem Wert des Energieeinsatzes ansetzen, so würde man über die vermeidbaren Energieverluste hinaus auch technisch unvermeidliche Energieverlustes in Form von Energieverluste-Kosten ausweisen. Der Vorzug dieses Ansatzes besteht zwar darin, dass die Erfassung und Berechnung der Energieverluste-Kosten verhältnismäßig einfach ist, zugleich jedoch hinsichtlich der Größenordnung ein rein technisch unrealisierbares Verbesserungspotential beinhaltet. Deshalb ist es zweckmäßig, in einem Szenario Energieverluste-Kosten so zu berechnen, dass (lediglich) technisch vermeidbare Verluste ausgewiesen werden, d.h. ein Vergleich der beurteilten Anlage mit neuesten Anlagen (der gleichen Technologie) erfolgt, die den Anforderungen der „Besten verfügbaren Technik (BAT)1195“ entsprechen. Dieser Ansatz ermöglicht realistische Kostensenkungsziele, ist aber aufwendiger, da er die Erhebung der Besten verfügbaren Technik voraussetzt. Darüber hinaus können in Szenarien ein Technologiewechsel oder – unter der Voraussetzung des Weiterbestandes der Anlage und bestehender Technologie – etwa alternative Brennstoffe oder eine alternative Betriebsführung in die Berechnung einbezogen werden. Zur Unterstützung der Zielbildung ist ein solches szenarienhaftes Vorgehen auf Basis des Ausgangszustands auch bei Prozessen der Stoffumwandlung zweckmäßig. Denn auch hier sollen neben dem theoretisch errechneten Potential (= kein Materialverlust) in zwei oder drei weiteren Szenarien erzielbare Kostensenkungspotentialen aufgezeigt werden. Solche Szenarien können etwa in Form einer abgestuften Berücksichtigung der Merkmale „alternative Technologie“, „alternative Anlage“ und „alternative Materialeinsatz“ erfolgen. Folgend

1194

1195

So können bei modernsten Gas- und Dampfturbinen-Kraftwerke Wirkungsgrade über 60% erreicht werden, bei bestehenden Anlagen liegen sie meist unter 45% (vgl. Simon 2007). BAT = Best Available Technique

261 sind solche Stufen von Szenarien beispielhaft für die Berechnung erzielbarer Kostensenkungen der Materialverluste dargestellt: - Einsparpotential theoretisch möglich (100% Stoffausbeute, kein Materialverlust) - Einsparpotential bei „alternativer Technologie“ (Stoffausbeute nach BAT) - Einsparpotential bei „alternative Anlage“ (gleichbleibende Technologie) - Einsparpotential bei „alternative Einsatzstoffe“ (gleichbleibende Anlage) - Materialverluste-Kosten „Ausgangszustand“ Als operative Aufgabenbereiche der Flusskostenrechnung können die Steuerung der betriebliche Versorgungs- und Entsorgungsleistungen 1196 sowie die Reduktion von Ausschuss und Nacharbeit (Qualitätsverbesserung) im Produktionsbereich genannt werden. Die Hauptaufgabe besteht aber in der Offenlegung von Kosteneinsparpotentialen durch die „horizontale Summation aller Kosten“, wodurch Impulse zu einer bereichsübergreifenden Optimierung des Material- und Energieeinsatzes bei gegebenen Bestand an Potentialfaktoren gesetzt werden sollen, sowie strategische Impulse für die langfriste Anpassung von Anlagen und Technologien. Mit der Anwendung der Flusskostenrechnung kann auch eine verbesserte Abbildungsleistung der betrieblichen Informationssysteme erzielt werden. So können etwa durch die Gegenüberstellung von flussbezogenen Material- und Energiedaten und vorhandenen diesbezüglichen Bestands- und Bewegungsdaten Inkonsistenzen in Planungs- und Kontrollsystemen beseitigt werden. Weiters kann die Transparenz des bestehenden Kostenrechnungssystems gesteigert werden, indem etwa die Kostenarten stärker an der Materialklassifizierung ausgerichtet werden oder die Kostenstellen stärker am Material- bzw. Energieflussmodell. Darüber hinaus kann die Flusskostenrechnung auch zur Identifikation und – mit Einschränkungen – zur Steuerung im betriebsübergreifenden Stoffstrom- und Energiemanagement eingesetzt werden. 1197

1196 1197

Vgl. Fischer 1998b, S. 144. Vgl. Malinsky/Prammer 2005, S. 360 ff.

Hauptrohstoff (F) Prozesswasser (F) Sauerstoff (FF) Summe Hauptrohstoff (F) Sauerstoff (FF) Summe

Hauptrohstoff (F) Sauerstoff (FF) Summe

Summe Erdgas (F) Hauptrohstoff (F) Sauerstoff (FF) Summe

Sauerstoff (FF) Stickstoff (FF) Erdgas Hauptrohstoff Sauerstoff (FF)

2.560 10.950 7.601 21.112 233 227 460

355 375 730

23.294 452.746 175 5.200 29.482 34.858 540 19.874 61.587 82.001

300,00 0,00

300,00 2,31 0,00

300,00 0,00

240,00 300,00 0,00

0,00 0,00 240,00 300,00 0,00

2,31 2,31

300,00 0,00

300,00 0,00

13.762.730

768.090 25.295 0 793.385 69.780 0 69.780

106.575 0 106.575

0 0 42.048 1.559.982 0 1.602.030 129.648 5.962.056 0 6.091.704

40.647 0 40.647 118.041 1.096.095

3.844.473 0 3.844.473

Materialkosten in Euro

Systemkosten (Personal, Abschreibung)

OUTPUT

k.A. k.A. k.A. k.A.

k.A. k.A. k.A. k.A.

k.A. k.A. -

13.763

70

793

107

6.092

1.602

0 0

0

0

0 0

646

322

10

Tab. 3-3: Flusskostenmatrix eines Produktionsprozesses in der chemischen Industrie – Hauptrohstoff anonymisiert, (Quelle: Prammer et al. 2003, S. 75)

-

k.A. k.A. k.A. k.A. k.A. -

k.A. k.A. -

k.A. k.A. k.A. k.A. k.A. k.A. k.A. k.A. -

MATERIALVERLUSTEKOSTEN

41 118 1.096

3.844

k.A. k.A. -

314

Entsorgungskosten in 1.000 Euro

MATERIALPRODUKTKOSTEN

THROUGHPUT

INPUT MaterialKosten in 1.000 Euro

Legende: F = FAKTOR, FF = FREIFAKTOR, P = PRODUKT, FP = FREIPRODUKT, AP = ABPRODUKT, k.A. = keine Angabe

SUMMEN

11 Abfall (AP)

10 Abwasser (AP)

9 Abwasserinhaltsstoffe (AP)

8 Kohlendioxid (FP)

5 Sauerstoff (FP) 6 Stickstoff (FP) 7 Dampf (FP)

135 149 285 51.100 474.500

MATERIALVERLUSTE

Hauptrohstoff (F) Sauerstoff (FF) Summe entsalztes Wasser (F) entsalztes Wasser (F)

2 Zwischenprodukt (P)

3 Niederdruck-Dampf (P) 4 Hochdruck-Dampf (P)

Hauptrohstoff (F) Sauerstoff (FF) Summe

12.815 12.523 25.338

Zugeordneter INPUT EinstandsMenge in t preise je t in Euro

PRODUKT

Rohstoff bzw. Energierohstoff

1 Endprodukt (P)

OUTPUTOBJEKTE Kostensammler

14.409

392

804

420

6.092

1.602

0 0

9.309

41 118 1.096

3.844

5.099

Summen in 1.000 Euro

263 Tab. 3-3 zeigt die Zuordnung von Kosten für einen Produktionsprozess in der chemischen Industrie. Bestimmte Einsatzfaktoren dienen in diesem Prozess als stoffliche Ausgangskomponente ebenso wie als Energierohstoff und werden dementsprechend stofflich und energetisch transformiert. Hauptzweck des Prozesses ist die Erzielung eines stofflichen Produktes. Daher werden die unter der Kostenart Materialkosten zusammengefassten Kosten für Rohstoffe bzw. stoffgebundene Energieträger entlang den Stoffflüssen im Sinne eines erstellten Materialflussmodells zugeordnet. Als Kostensammler fungierten ein Grundstoffprodukt der chemischen Industrie, drei Nebenprodukte sowie Abfall und Emissionen als Stoffverluste in die Medien Luft und Wasser. Die Kosten für den nicht-stoffgebundenen Energieeinsatz (Strom) wurden in diesem Projekt nicht erhoben und scheinen in der Flusskostenmatrix daher nicht auf. Die Grenzen der wertmäßigen Abbildung beim Flusskostenansatzes bestehen darin, dass - Inputkomponenten ohne Marktpreise in der Flusskostenrechnung zwar mengenmäßig berücksichtigt werden können, aber keine wertmäßige Abbildung finden (z.B. Luftstickstoff als freier Faktor zur Produktion von Stickstoffdünger). Jedoch werden diesen Komponenten immerhin allfällige Throughput- und Outputkostenanteile zugerechnet. - Nicht mit pagatorischen Kosten verbundene unerwünschte Outputs finden in der Flusskostenrechnung (lediglich) eine wertmäßige Abbildung mit den zugerechneten Kosten der Input- und Throughputanteile. So ist beispielsweise der Wasserdampf, der durch Transformation von Erdgas und Butan entsteht, als stoffliche Emission nicht mit pagatorischen Kosten verbunden, den Wasserdampfmengen sind jedoch die Anteile der Einstandspreise von Erdgas und Butan als Flusskosten (sowie allenfalls die Anteile für der Systemkosten) zuzurechen. - Reduzenda und die mit ihnen verbundenen Erlösflüsse (vom Input zum Output) werden in der Flusskostenrechnung bislang nicht berücksichtigt. Vor dem Hintergrund einer sich zunehmend entwickelnden Kreislaufwirtschaft stellt dies ein erhebliches Abbildungsdefizit dar. In der jüngsten Vergangenheit ist eine Diskussion über den Wertansatz der Flusskosten sowie über die theoriegeleiteten Ansprüche, die an eine Kosten- und Leistungsrechnung zu stellen sind und inwieweit diese von der Flusskostenrechnung erfüllt werden können entbrannt. 1198

1198

Diese Diskussion zeugt von der Lebhaftigkeit des betriebswirtschaftlichen und fachübergreifenden Diskurses, wie er von Vertretern der Umweltwirtschaft immer wieder gefordert wird (vgl. etwa Schmidt 2007, S. 84).

264 So etwa übt Strebel scharfe Kritik an der Vorstellung, dass die Summe von monetären Materialwerten mit den Erhaltungssätzen der Thermodynamik in einem konzeptionellen Zusammenhang mit Flusskosten stehen1199 Strebel kritisiert an der Flusskostenidee die „technologiegeleitete […] Ansicht einer Übertragbarkeit von Stoff- und Energieströmen auf – parallele – Wertströme“ 1200 und begründet dies u.a. damit, dass bei der Flusskostenrechnung das Identitätsprinzip 1201 als tragendes Prinzip einer entscheidungsorientierten Kostenverrechnung verletzt wird. 1202 Zum besseren Verständnis und zur Auseinandersetzung mit dieser Kritik an der Flusskostenrechnung wird nun kurz auf zwei Prinzipien der Kostenzurechnung 1203 und zwar auf das Verursacherprinzip und das Identitätsprinzip eingegangen, mit deren Anwendung ein möglichst wirklichkeitsgetreues Abbild der Kostenentstehung erzielt werden soll. In seiner allgemeinen Form besagt das Verursacherprinzip, dass einem bestimmten Bezugsobjekt nur jene Kosten zugerechnet werden dürfen, die dieses Objekt verursacht hat. Auch wenn das Verursacherprinzip für die Kostenartenrechnung1204 und Kostenstellenrechnung ebenso angewendet wird bzw. werden kann, wird es in seiner speziellsten und praktisch bedeutsamsten Form in der Kostenträgerrechnung, d.h. auf das Bezugsobjekt „Kostenträger“ angewendet: Nach der kausalen Interpretation des Verursacherprinzips („Kausalitätsprinzip“) soll zwischen dem Kostenträger und den Kosten ein Ursache-Wirkungs-Verhältnis bestehen, d.h. ausschließlich die bei der Erstellung einer zusätzlichen Kostenträgereinheit anfallenden zusätzlichen Kosten sind dem Kostenträger zurechenbar. Dies bedeutet, dass das Kausalitätsprinzip bei der Zurech1199

1200 1201

1202

1203

1204

Vgl. Strebel 2003a, S. 161 in Bezugnahme auf Landesanstalt für Umweltschutz Baden-Württemberg 1999, S. 37. Weiters wird harte Kritik an der Interpretation und beispielhaften Erläuterung der Flusskostenidee durch bestimmter Autoren geübt (vgl. Strebel 2003a, S. 161 in Bezugnahme auf Dimitroff-Ragaschnig/Jasch/Schnitzer 1997, S. 4). Strebel 2006, S. 185 f. Nach Riebel ist die Kostenzurechnung nur nach dem Identitätsprinzip vorzunehmen, da „zwischen verzehrten Kostengütern und den entstandenen Leistungsgütern weder kausale noch finale Beziehungen [bestehen]“ (Riebel 1990, S. 75) bzw. Kosten und Leistungen einander als Größen gegenüberstehen, „die als Wirkungen ein und desselben Kausal- oder Finalprozesses und einer identischen Entscheidungskette anzusehen sind […]“ (Riebel 1994a, S. 76). In diesem Zusammenhang erinnert Strebel an die Grenzen der Vollkostenrechnung und trägt vor, dass auch in der Vollkostenrechnung (unzutreffenderweise) alle Kosten von der Kostenarten- über die Kostenstellen- in die Kostenträgerrechnung „fließen“, anstatt sie – im Sinne einer entscheidungsorientierten Kostenrechnung beim Anlass ihrer Verursachung und damit beim Kostenverantwortlichen zu erheben. Weiters kritisiert Strebel – in Anlehnung an Riebel (vgl. Riebel 1994, S. 706) – die Prozesskostenrechnung als eine nicht den Anforderungen der Entscheidungsorientierung entsprechende Kostenrechnung (vgl. Strebel 2006, S. 186). Seicht unterscheidet neun Formen der Kostenzurechnung. Hierzu und zu anderen Grundsätzen der Kostenrechnung umfassend Seicht 2001, S. 61 ff. Hier besagt es, dass als Kosten nur jener bewertete Verzehr an Gütern und Dienstleistungen zugeordnet bzw. verrechnet werden darf, der durch die (typische) betriebliche Leistungserstellung verursacht worden ist (anderenfalls liegt neutraler Aufwand vor).

265 nung von Fixkosten auf die Kostensammler (in der diesbezüglichen Variante) der Flusskostenrechnung nicht eingehalten wird.1205 Als verursachungsgerecht auf die Kostensammler zugerechnet gelten jedoch die Materialkosten als variable Kosten, d.h. in dieser Variante entspricht die Flusskostenrechnung dem Kausalitätsprinzip. Nach der finalen Interpretation des Verursacherprinzips („Finalitätsprinzip“) sollen die Kosten (nur) Mittel zum Zweck der Leistungserstellung sein, d.h. die Leistung würde zwar ohne Kosten nicht entstehen („Kosteneinwirkungsprinzip“1206), es könnten aber Kosten ohne Leistungen entstehen. Nach dem Finalitätsprinzip können somit auch Fixkosten, die als Mittel zum Zweck der Aufrechterhaltung der Betriebsbereitschaft dienen, den Kostensammlern in der Flusskostenrechnung verursachungsgerecht zugerechnet werden. 1207 Nach dem Identitätsprinzip sind Kosten einem Bezugsobjekt nur dann zwingend zurechenbar, wenn die Existenz dieses Objektes durch dieselbe Disposition ausgelöst worden ist wie die zuzurechnenden Kosten.1208 Ausgangsüberlegung ist, dass alleine unternehmerische Entscheidungen (Dispositionen) die Kostenentstehung im Unternehmen auslösen. 1209 Deshalb wären ausschließlich die – von Riebel als echte Einzelkosten – bezeichneten Einzelkosten dem Bezugsobjekt bzw. den Kostenträgern zuzurechen. Tatsächlich stellt die Flusskostenidee darauf ab, jene Bereiche zu identifizieren, in denen voraussichtlich – insbesondere im Hinblick auf den Material- und Energieeinsatz – Kostensenkungen realisierbar sind. Dies setzt die Bildung von Kosten(mengen)stellen als Betriebsbereiche einer einheitlichen Verrichtung (Prozess) voraus, die die Kostenstellenverantwortlichen in die Lage versetzen, die Material- und Energieflüsse zu beeinflussen 1210 und damit die verrechneten Flusskosten. Zunächst muss festgehalten werden, dass die Forderung, die Kostenstellen so abzugrenzen (und weiter zu differenzieren), dass sie selbständig abgerechnet werden können, bereits von Kilger 1211 formuliert

1205

1206 1207

1208 1209

1210 1211

Ergänzend muss hinzugefügt werden, dass die Verrechnung jeglicher Fixkosten ein Verstoß gegen das Kausalitätsprinzip ist. Darüber hinaus muss der Leistungs- bzw. Sachzielbezug für Fixkosten nach der kausalen Interpretation des Verursacherprinzips verneint werden. Vgl. Kosiol 1969, S. 27 f. Nach der finalen Interpretation des Verursacherprinzips wird der Leistungs- bzw. Sachzielbezug für variable und für Fixkosten bejaht. Vgl. Riebel 1972, S. 272. Da das Identitätsprinzip auch kausale Bezüge aufweist, ist eine Abgrenzung zwischen Identitäts- und Kausalitätsprinzip schwierig. Deshalb wird das Identitätsprinzip im Schrifttum teilweise als Konkretisierung des Kausalitätsprinzips interpretiert. Diese Darstellung wird von Riebel jedoch zurückgewiesen (vgl. Riebel 1994b, S. 13.). Vgl. Umweltbundesamt Berlin 1999a, S. 29. Vgl. Kilger 1969, S. 870.

266 wurde. 1212 Wenn nun Material- und Energiekosten den Stoff- und Energieflüssen in der Kostenstelle zugeordnet sind, dann bleiben die Flusskosten (zunächst) innerhalb der verursachenden Kostenstelle verrechnet und es wird – im Hinblick auf den Einzelkostencharakter der Stoff- und Energieflüsse – den Anforderungen der Entscheidungsorientierung entsprochen. Die Aufschlüsselung dieser Einzelkosten in solche, die dem Produkt und solche, die den Material- und Energieverlusten zugeordnet werden, kann zwar mit dem Verursachungs- oder dem Identitätsprinzip nicht erklärt werden, erfüllt aber den Informationszweck des Flusskostenansatzes, den stofflichen und/oder energetischen Nutzungsgrad in einer Kostenstelle bzw. für einen Prozess ökonomisch abzubilden. Der obigen Kritik wird entgegnet, dass die Aggregation sämtlicher Flusskosten über alle Kostenstellen bzw. Prozesse zu (Material- bzw. Energie-)Produktkosten einerseits sowie zu Material- und Energieverlustekosten des Betriebes zu Gesamtgrößen andererseits als ökonomischer Ausdruck umweltwirtschaftlicher (In-)Effizienzen zu interpretieren sind und nicht als Kosteninformation in streng betriebswirtschaftlichem Sinne. Diese Sichtweise von Kosten bietet auch den Vorzug einer inhaltlichen Verknüpfung von umwelt- und qualitätsbezogenen Sachverhalten, wenn zu den Materialverlusten ausdrücklich auch jene Produkte gerechnet werden, die aufgrund von Qualitätsfehlern nicht an die Kunden abgesetzt werden können. Problematisch ist die Begriffswahl „Fluss[kosten]“, da hiermit ein - für Kosten unzutreffendes - von technischen Vorstellungen geleitetes Bild des Kostenflusses als Folge von Stoff- und Energieflüssen entsteht. Um den Rechnungszweck dieses Ansatzes zu betonen, soll nun deshalb nun weniger oft von „Fluss[kosten]“ und mehr von „Stoff- und Energieverluste[kosten]“ die Rede sein. Die Verwendung des Kostenbegriffes für die ökonomische Abbildung stofflicher und energetischer Nutzungsgrade von Prozessen mag zwar aus streng betriebswirtschaftlicher Sicht nicht sachgerecht sein, als umweltwirtschaftliche Sprachkonvention wird sie aber beibehalten. Werden bei der Material- und Energieverlustekostenrechnung neben den Material- und Energiekosten (als Einzelkosten) auch Gemeinkosten entlang den Stoff- und Energieflüssen zugeordnet, dann steht diese Form der Kostenrechnung so wie die verwandte Prozesskostenrechnung und jedes Vollkostenrechnungssystem in der Kritik, sich über das Verursachungs- und Identitätsprinzip hinwegzusetzen. 1213 1212

1213

Dellmann geht noch einen Schritt weiter und schlägt die Bildung von Profit-Centers für Verantwortungsbereiche der Kosten- und Leistungsrechnung vor, um eine wirksame Kostenkontrolle zu gewährleisten (vgl. Dellmann, 1993, S. 351 f.). Umfassend zu Aufgaben und Gliederung der Kostenstellen Seicht 2001, S. 123. Siehe zu dieser Kritik etwa Seicht 1994, S. 35 und zum „antizipativen Aufgreifen“ eines solchen Vorwurfs Horvat/Kieninger/Mayer/Schimanek 1993, S. 618 ff.

267 3.4.4.4 Unwertkosten – die Verknüpfung internalisierter Stoff- und Energieverlustekosten und externer Umweltwirkungskosten zur Abbildung der Nachhaltigkeitsleistung von Unternehmen

Die Umwelt- bzw. Nachhaltigkeitsleistung eines Unternehmens setzt an zwei zentralen Punkten an. Und zwar an der erzielten stofflich-energetischen Effizienz, mit der natürliche Ressourcen in Produkte transformierte werden und an der Umweltkompatibilität des dabei entstehenden unerwünschten Outputs. Ziel des Ansatzes von Unwertkosten ist es, betriebliche Stoff- und Energieverluste1214 ökonomisch und ökologisch nachhaltigkeitsorientiert abzubilden. Dazu werden neben den internalisierten Kosten der Stoff- und Energieverluste („MEV-Kosten“) auch deren externe Kosten in die Bewertung der betrieblichen Ressourceneffizienz und Umweltkompatibilität einbezogen. Dadurch kann die Lücke zu einer gesamthaften Abbildung des betrieblichen Wertverzehrs geschlossen werden.1215 Im Hinblick auf die Wahl der Systemgrenzen (Prozess, Betrieb, nachhaltigkeitsorientierten Produktions-Reduktions-Netzwerk) und den Umgang mit Abprodukten und Freiprodukten (bzw. mit Rückständen und Emissionen) können „Unwertkosten eines Prozesses“, „Unwertkosten eines Betriebes“ und „Unwertkosten eines ProduktionsReduktions-Netzwerkes“ unterschieden werden. Die Gemeinsamkeit von Unwertkosten eines Betriebes und eines Prozesses besteht darin, dass beide die Material- und Energieverluste-Kosten des Rückstandes zur Beseitigung bzw. Entsorgung beinhalten (linke Spalte der MEV-Kosten in Formel 3-1). Bei „Unwertkosten eines nachhaltigkeitsorientierten Produktions-Reduktions-Netzwerkes“ sind die genannten MEV-Kosten nicht enthalten, da hier systembedingt Rückstände (nahezu) vollständig verwertet werden und die Systemgrenze durch die stofflichen und energetischen Emissionen definiert wird. 1216 Unwertkosten Prozess bzw. Unwertkosten Betrieb

Unwertkosten.Produktions-Reduktions-Netzwerk

MEV-Kosten des Rückstandes zur Beseitigung, Entsorgung + MEV-Kosten der Emissionen + Externe Umweltwirkungskosten

MEV-Kosten der Emissionen + Externe Umweltwirkungskosten

= Unwertkosten (Summe)

= Unwertkosten (Summe)

Formel 3-1: Unwertkosten von Prozessen und Betrieben sowie von Produktions-Reduktions-Netzwerken (Quelle: nach Prammer 2007b, S. 124)

1214

1215 1216

Der hier vorgestellte Konzept der Unwertkosten lässt sich ebenso mit dem betrieblichen NonProdukt-Output entwerfen. Entsprechend würden auch die Flusskosten der Wertstoff- und Wertenergieströme in den Unwertkosten enthalten sein. Vgl. Prammer 2007b, S. 122 ff. Vgl. Malinsky/Prammer 2005, S. 360 ff.

268 Der Unwertkostenanteil ergibt sich, indem die Unwertkosten den (internen) Gesamtkosten und den externen Umweltwirkungskosten gegenübergestellt werden. Im Sinne einer nachhaltigen Entwicklung gilt es, den Unwertkostenanteil zu minimieren, d.h. idealiter auf 0 zu reduzieren (Formel 3-2):

Formel 3-2: Unwertkostenanteil eines Betriebes bzw. Prozesses und eines Produktions-ReduktionsNetzwerkes (Quelle: nach Prammer 2007b, S. 124)

Die klassische betriebliche Wertschöpfung ist der von einem Unternehmen in einer bestimmten Periode geschaffene Wertzuwachs und ist damit identisch mit dem Beitrag des Unternehmens zum Sozialprodukt. 1217 Sollen die erzielte stofflich-energetische Effizienz und der gesamte betriebliche Wertverzehr in der Wertschöpfungsrechnung Berücksichtigung finden, so ist der Wertzuwachs zu korrigieren. Die Unwertkosten können hierbei als Wertkorrektiv dienen.1218 Das Resultat ist eine korrigierte betriebliche Wertschöpfung, deren Höhe zum Ausdruck bringt, ob ein Unternehmen genügend Wert schafft, um stofflich-energetische Effizienzdefizite sowie verursachte negative Umweltwirkungen („betriebliche Schadschöpfung“) zu kompensieren.1219

1217 1218

1219

Vgl. Schauer 2003, S. 199. Zur Korrektur der betrieblichen Wertschöpfung wurden bereits zahlreiche Konzepte unterbreitet; in jüngster Vergangenheit von Figge/ Hahn in Form des „Sustainable Value Added“ (siehe Figge, F., Hahn, S. 126 ff.). In einem vom Verfasser stammenden Konzept werden mehrere Varianten des „Nachhaltigkeits-Wertkorrektivs“ vorgeschlagen, wobei jede der Varianten durch eine unterschiedliche ökologische Tiefe charakterisiert ist. So wird in einer Variante vorgeschlagen, lediglich ökonomisch internalisierte unerwünschten Outputs in Form von MEV-Kosten als Maßstab für die Bestimmung des Wertkorrektivs heranzuziehen („Nachhaltigkeits-Wertkorrektiv für Material- und Energieverluste“). In einer anderen Variante wird vorgeschlagen, neben den internalisierten unerwünschten Outputs in Form der MEV-Kosten zusätzlich die externalisierten unerwünschten Outputs – repräsentiert etwa durch potentielle Umweltschutzkosten (Ansatz von Vermeidungskosten) – als Maßstab für die Bestimmung des Wertkorrektivs heranzuziehen („Nachhaltigkeits-Wertkorrektiv für Unwertkosten“). Vgl. hierzu ausführlich Prammer 2007b, S. 124 ff. In diesem Zusammenhang stellt sich die Frage, ob natürliches Kapital und menschlich geschaffenes Kapital in einem austauschbaren Verhältnis zueinander stehen. Zur diesbezüglichen Diskussion siehe Kapitel 2.5.

269 3.5

Die schadschöpfungsorientierte Lebenszyklusrechnung als Instrument zur ganzheitlichen Abbildung und Bewertung von Umweltkosten und Umweltwirkungen

Die bisherigen Überlegungen haben deutlich gemacht, dass angemessene unternehmerische Beiträge in Richtung Kreislaufwirtschaft und ökologische Nachhaltigkeit ohne die Analyse und ökologische Bewertung des gesamten ökologischen Produktlebenszyklus nicht erzielbar sind. Sollen diese Überlegungen um Kosteninformationen erweitert werden, so wird die Forderung nach einer ganzheitlichen Betrachtung noch verstärkt. So können beispielsweise höhere Preise umweltschonenderer Ressourcen mit geringeren Verwertungs- und Entsorgungskosten verbunden sein. Um das inhaltliche Fundament für betriebliche Entscheidungen in Richtung ökologische Nachhaltigkeit herzustellen, sollen Rechnungsgrößen herangezogen finden, die die Umweltwirkungen und deren Veränderungen über den Produktlebenszyklus abbilden. Das Fundament für monetäre Rechnungsgrößen wiederum bildet der ökologieorientiert erweiterte, wertmäßige Kostenbegriff mit den in Kapitel 3.4 vorgestellten Kostenansätzen. Es wird nun die schadschöpfungsorientierte Lebenszyklusrechnung skizziert, die als ökologisch nachhaltigkeitsorientiertes, periodenübergreifendes Planungs- und Überwachungsinstrumentarium charakterisiert werden kann.1220 Die ganzheitliche Sichtweise der Lebenszyklusrechnung unterstützt bei der Steuerung und Kontrolle der produktbezogenen Nachhaltigkeit und bei langfristigen betrieblichen Entscheidungen. Dabei wird die in Kapitel 3.2 skizzierte Idee der Lebenszykluskostenrechnung aufgegriffen und ökologisch erweitert. Ihr Einsatz ist dann zweckmäßig, wenn die Unternehmensführung Umweltkosten und Umweltwirkungen über den ökologischen Produktlebenszyklus minimieren möchte. Umweltbezogene Produkterlöse werden hier gemäß den Einschränkungen in Kapitel 3.3.2 als Rechnungsgrößen nicht betrachtet. Im Hinblick auf die Erfassung der realen Kostenbestandteile (in Form von Stoff- oder Energieflüssen) lehnt sich die schadschöpfungsorientierte Lebenszyklusrechnung stark an die Produktökobilanz an, geht jedoch über die Erfassung von Umweltschutz- und Umweltwirkungskosten sowie der Verrechnung und dem Ausweis von externen Umweltwirkungskosten über letztere hinaus. Im Unterschied zur Lebenszykluskosten1220

Die Anwendung einer schadschöpfungsorientierten Lebenszyklusrechnung wird im Rahmen dieser Arbeit als Prämisse vorausgesetzt. Diese Prämisse erscheint notwendig, um nicht bereits zu Beginn der Diskussion eine flächendeckende Umsetzung des Konzeptes in Frage zu stellen, wiewohl hierfür die Voraussetzungen in vielfacher Weise nicht gegeben sind. Es geht vielmehr darum, neben der wertmäßigen Abbildung von Umweltschutzaktivitäten Wege der Abbildung von ökonomisch internalisierten und ökologisch externalisierten betrieblichen Stoff- und Energieverlusten mittels eines Instrumentes des erweiterten Kostenmanagements aufzuzeigen.

270 rechnung gibt nicht die Wertschöpfung in den Vor- und Nachstufen die baumartige Struktur vor, sondern die von den involvierten Unternehmen direkt oder indirekt verursachte Schadschöpfung. 1221 Die folgenden Ausführungen beinhalten (lediglich) das Grundkonzept der schadschöpfungsorientierten Lebenszyklusrechnung: Zunächst wird das Betrachtungsobjekt („Was wird durch das Konzept betrachtet?“), das Betrachtungssubjekt („Wessen Sicht nimmt das Konzept ein?“) und die Betrachtungszeit („Welcher Zeitraum oder welcher Zeitpunkt wird durch das Konzept betrachtet?“) festgelegt. Schließlich sind die relevanten Rechnungsgrößen zu bestimmen („Welche Rechnungsgrößen ermöglichen eine angemessene Abbildung des ökonomischen und des ökologischen Wertverzehrs?“1222). Das Betrachtungsobjekt der schadschöpfungsorientierten Lebenszyklusrechnung ist das Produkt eines Unternehmens (erwünschter Output) und die produktinduzierten Umweltwirkungen (unerwünschter Output). Zur Durchführung einer solchen Rechnung müssten idealtypisch die Stoff- und Energieflüsse aller involvierten Unternehmen über die Schadschöpfungskette identifiziert und bezüglich ihres Schadschöpfungsbeitrages erhoben oder prognostiziert werden. Um den diesbezüglichen Aufwand in Grenzen zu halten, ist es zweckmäßig die Abschätzung mittels Simplified LCA oder StreamlingAnalysen durchzuführen, wobei für die Durchführung der Streamlining-Analyse die Kennzahl „Kumulierte Energieaufwand“ geeignet ist, da sie nicht nur ökologisch treffsicher, sondern auch vergleichweise praktikabel gehandhabt werden kann.1223 Bei Datendefiziten zu gesundheitlichen und ökologisch nachteiligen Veränderungen können auch die – durch Umweltwirkungen entstandenen bzw. entstehenden – ökonomischen Schäden 1224 als Hilfsgrößen herangezogen werden. Der Einbezug ökologisch relevanten Vor- und Nachstufen im Sinne der Erstellung einer Komplementärbilanz1225 muss als Mindestforderung angesehen werden.

1221

1222

1223 1224

1225

Wenn es auch fallspezifisch mehr oder weniger große Überlappungen bei den Gliedern der Schadschöpfungs“kette“ und der Wertschöpfungskette geben mag, so wird mit dieser Festlegung dem ökologischen Bezug in den Kunden-Lieferenten-Beziehungen der Vorrang gegeben, um die ökologische Aussagekraft der Ergebnisse der Lebenszyklusrechnung zu stärken. Die Verminderung der Aussagekraft im Hinblick auf internalisierte Umweltkosten in den Vor- und Nachstufen wird in Kauf genommen. Dies verdeutlicht, warum von einer Lebenszyklusrechnung die Rede ist und nicht (eingeschränkt) von einer Lebenszykluskostenrechnung. Siehe hierzu Kapitel 2.4.4.2.4.3. Zur Unterscheidung zwischen Schadschöpfung (und damit nicht-monetärer Bewertung) und ökonomischem Schaden (und damit monetärer Bewertung) siehe die Ausführungen in Kapitel 2.4.4.2.1, Kapitel 2.4.2.1.4 und Kapitel 2.4.2.1.5 (Abb. 2-12). Vgl. Braunschweig/Müller-Wenk 1993, S. 53ff. (siehe auch Kapitel 2.4.4.1.2.1).

271 Beim Subjekt der Betrachtung muss unterschieden werden zwischen der (a) Perspektive des Herstellers des Produktes 1226 und den (b) Perspektiven der jeweiligen, als ökologisch relevant betrachteten Unternehmen in den Vor- und Nachstufen der Schadschöpfungskette. Mit diesen unterschiedlichen Sichtweisen gehen auch zeitliche Festlegungen zur Abbildung der betrachteten Objekte einher. Die genannten Perspektiven bilden zugleich die Pole einer unterschiedlich weiten wettbewerbsstrategischen Auslegung der Lebenszyklusrechnung. ad (a) Perspektive des Produktherstellers: 1227 Bei der hier angelegten integrierten Sicht-

weise werden die Umweltkosten und Umweltwirkungen über allen Phasen des ökologischen Produktlebenszyklus in der Rechnung des Herstellers einbezogen. Diese Perspektive erlaubt – unter Berücksichtigung möglicher Trade-off-Beziehungen – die strategische Steuerung der unmittelbar über das Produkt auf den Hersteller rückwirkenden Umweltkosten. So können etwa vor dem Hintergrund der gesetzlichen Verpflichtung der Rücknahme von Produkten am Ende ihres Lebenszyklus durch den Hersteller Optimierungsüberlegungen hinsichtlich entstehender Entsorgungskosten einerseits und Kosten einer entsorgungsgerechten Produktentwicklung andererseits angestellt werden. Zugleich ist die integrierte Sichtweise erforderlich, da im Zuge der Erfassung und Abbildung von Umweltwirkungen immer das Prinzip der Zeitunabhängigkeit einzuhalten ist. ad (b) Perspektive von relevanten Unternehmens in den Vor- und Nachstufen: Bei der hier angelegten stufenorientierten Sichtweise wird die Perspektive jenes bzw. jener Unternehmen(s) eingenommen, die innerhalb einer Produktlebenszyklusphase einen relevanten Schadschöpfungsbeitrag leistet/leisten oder einen relevanten umweltwirkungsbezogenen ökonomischen Schaden auf einer Stufe des ökologischen Produktlebenszyklus verursacht. Diese Perspektive erlaubt die strategische Steuerung der

mittelbar über das Produkt auf den Hersteller rückwirkenden Umweltkosten. Aus wettbewerbsstrategischer Sicht wird ein besonderer Schwerpunkt auf die Nachstufen zu legen sein. Damit können etwa Umweltschutz- und Umweltwirkungskosten, die im Zuge der Nutzung oder Entsorgung beim Kunden anfallen, frühzeitig identifiziert und abgeschätzt werden. Durch geeignete Produktinnovation oder -differenzierung kann der Hersteller dann verhindern, dass Kunden den eigenen ökologischen Kostendruck an ihre(n) Lieferanten weitergeben und letztlich den Hersteller selbst treffen. Die Erfassung und Aufbereitung der lebenszyklusweiten Umweltkosten wird damit für den Hersteller zum strategischen Wettbewerbsfaktor in den Kunden-Lieferanten-Beziehungen. Darüber hinaus erfordert der Ausweis etwa von lebenszyklusweiten Umwelt1226 1227

Es wird hier von einem Einprodukthersteller ausgegangen. In Anlehnung an Fassbender-Wynands 2001, S. 71 ff.

272 schutzkosten im Rahmen der Umweltberichterstattung eine Bestimmung der Umweltschutzkosten relevanter Unternehmen auch in den Vorstufen. Nach den Festlegungen des Rechnungskonzeptes hinsichtlich Objekt, Subjekt und zeitlichem Aspekt sind schließlich die relevanten Rechnungsgrößen zu bestimmen. Sie bringen den betrieblichen Wertverzehr inhaltlich zum Ausdruck. Als Rechnungsgrößen kommen grundsätzlich die in Kapitel 3.4.4 dargestellten Kostengrößen sowie Umweltindikatoren für Umweltein- bzw. Umweltauswirkungen in Frage. Die Relevanz der Rechnungsgrößen ergibt sich dabei aus der erhobenen oder prognostizierten Höhe der internalisierten Umweltkosten sowie aus der Bedeutung, die den externalisierten Umweltkosten bzw. den ermittelten Umweltwirkungen zuzumessen sind. 1228 Die vorgeschlagenen Rechnungsgrößen in den unten angeführten Hauptphasen bzw. für die einzelnen Tätigkeiten in den Phasen werden in drei Hauptgruppen gegliedert: (A) internalisierte Kosten und Reduzendaerlöse (B) externalisierte Umweltwirkungskosten (C) betriebliche Umweltwirkungen Die vorgeschlagenen Rechnungsgrößen repräsentieren die Spannweite der Lebenszyklusrechnung zwischen einer rein wettbewerbsstrategischen Ausrichtung im Hinblick auf den Einbezug bereits internalisierter Umweltkosten über die ökologisch-deklaratorische Internalisierung etwa zum Zwecke einer produktbezogenen Umweltberichterstattung bis zum Einbezug lebenszyklusweiter betrieblicher Umweltauswirkungen als Steuerungsgrößen einer ethisch basierten Nachhaltigkeitsstrategie.1229 ad (A) Als Rechnungsgrößen werden die internalisierten Kosten und Reduzendaerlöse in drei Untergruppen gegliedert: 1. Umweltschutzkosten. Hier sind je nach Fragestellung und Zwecksetzung (Darlegung von Kosten nach außen, Steuerung betriebliche Aktivitäten) verschiedene Differenzierungen vorzunehmen. Stehen etwa Vermeidungs- und Minderungsmaßnahmen des betrieblichen Umweltschutzes in Vordergrund, so ist folgende Unterteilung zweckmäßig: - Umweltschutzkosten für Maßnahmen zur Vermeidung von Umweltwirkungen und Rückständen (Substitutionsmaßnahmen bei Rohstoffen und Energieträgern, Fremdbezug statt Eigenfertigung, Technologiewechsel1230), 1228

1229 1230

Die zuzumessende Bedeutung hängt vom Stellenwert ab, der dem Umweltschutz und der Nachhaltigkeit im unternehmerischen Zielsystem eingeräumt wird (siehe hierzu Kapitel 2.6.3). Eine Einordnung der Abbildungsleistung dieser Rechengrößen erfolgt in Kapitel 4.2. Zur sachlichen Abgrenzung zwischen additiven Umweltschutzanlagen und integrierten Technologien siehe Kapitel 4.2.1.1.

273 - Umweltschutzkosten für Maßnahmen zur Verminderung von Umweltwirkungen und Rückständen (Adaption von Betriebsanlagen, Verwertungsmaßnahmen, Entsorgungsmaßnahmen), - Umweltschutzkosten für organisatorische Maßnahmen (Sicherung, Überwachung, Dokumentation, umweltbezogene Schulung, Umweltschutzbeauftragter, Einführung/ Pflege des Umweltmanagementsystems); 2. Umweltwirkungskosten - Umweltwirkungskosten durch den Anfall von Reststoffen für die Beseitigung, - Umweltwirkungskosten aufgrund von Emissionen in die Umweltmedien; 3. Reduzendaerlöse; 4. Material- und Energieverlustekosten; Die Reduzendaerlöse sind Erlöse für die Substitution von Faktoren oder Freifaktoren durch Reduzenda in Form von Material oder Energieträgern. ad (B) Als Rechnungsgrößen werden die externalisierten Umweltwirkungskosten je nach dem Rechnungszweck unterteilt in 1. externalisierte Umweltwirkungskosten als Schadenskosten und 2. externalisierte Umweltwirkungskosten als Vermeidungskosten ad (C) Als Rechnungsgrößen werden die betrieblichen Umweltwirkungen unterteilt in 1. betriebliche Umwelteinwirkungen und 2. betriebliche Umweltauswirkungen Die Rechnungsgrößen für betriebliche Umwelteinwirkungen sind chemisch-physikalische Größen oder energetische Größen. Als Rechnungsgrößen für betriebliche Umweltauswirkungen werden Umweltindikatorergebnisse folgender ökologischer Bewertungsverfahren vorgeschlagen:1231 - kumulierter Energieaufwand (KEA) - Centrum voor Milieukunde (CML)“ und „Umweltbundesamt Berlin - Version ´99“ - Eco-Indicator 99 Die Abbildungsleistung dieser Rechnungsgrößen, d.h. der lebenszyklusbezogenen Umweltkosten- und Umweltwirkungsansätze ist unter wettbewerblichen und ethischen Gesichtspunkten für die unternehmerischen Nachhaltigkeitsstrategien „Markt- und Legitimitätsentwicklung“ und „Lebenszyklusinnovation“ von Bedeutung (Kapitel 4.2).

1231

In einschlägigen Studien werden oft zwei oder mehrere Umweltindikatoren errechnet, d.h. zwei oder mehrere ökologische Bewertungsverfahren angewendet, um Richtungssicherheit zu gewinnen.

274 Für die Lebenszyklusrechnung aus der Perspektive des Produktherstellers wird der Lebenszyklus in drei Hauptphasen mit den in Klammer angeführten Teilphasen bzw. Aktivitäten unterteilt:1232 (1) Vorleistungsphase des Produktes (Ideengenerierung/Konzeption, Forschung und Entwicklung, Design/Konstruktion, Erprobung/erste Herstellung); (2) Marktphase des Produktes (Markteinführung, Produktion, Produktnutzung, Wartung/Instandhaltung, Reparatur); (3) Nachleistungsphase des Produktes (Verwertung/Recycling, Beseitigung/ Entsorgung). ad (1) Vorleistungsphase: In der Vorleistungsphase werden nicht nur die Kosten, sondern auch die Umweltwirkungen des Produktionsprozesses festgelegt. Einen besonderen Stellenwert nimmt im Zuge von Konzeption, Design und Konstruktion die Wahl des Material- und des Energieeinsatzes ein. Darüber hinaus werden in dieser Phase Vorentscheidungen über die Nutzungsoptionen in der Marktphase und die Entsorgungsoptionen in der Nachleistungsphase getroffen. Mit fortschreitender Konkretisierung der Produktplanung und Produktionsverfahren nehmen die Handlungsspielräume zur Beeinflussung von Kosten und Umweltwirkungen stetig ab. Deshalb muss bereits hier das Kostenmanagement ansetzen1233. In der Vorleistungsphase sind demnach bereits alle möglichen Umweltwirkungen für Lebenszyklusphasen zu erfassen, zu bewerten und ein ökonomisch-ökologisches Gesamtoptimum anzustreben. Mit der Bedeutungszunahme der Prozesse in der Vorleistungsphase nimmt auch der relative Zeitaufwand für diese Phase zu. Dem steht jedoch der Wettbewerb mit der Forderung nach rascher Produktentwicklung und Vermarktung entgegen, woraus tendenziell höhere Vorleistungskosten resultieren. 1234 ad (2) Marktphase: Die angesprochene relative Verlängerung der Phase der Produktentwicklung geht in den letzten Jahrzehnten mit einer zunehmenden Verkürzung der Marktphase einher.1235 Dies hängt vor allem mit den Bemühungen der Unternehmen zusammen, über Produktinnovation und -differenzierung größere Marktanteile zu gewinnen. Auf der anderen Seite verändern sich die Kundenwünsche in Richtung höheres Qualitätsniveau, mehr Individualität u.a. Daher werden Unternehmen im Konsumgütermarkt unter wettbewerbsstrategischen Gesichtspunkten zu Treiber und Getriebenen der Produkt- und Variantenvielfalt sowie der rascher werdenden Abfolge von 1232 1233 1234 1235

In Anlehnung an Faßbender-Wynands 2001, S. 78. Vgl. Schneider 1997b, S. 106. Vgl. Männel 1994, S. 109. Vgl. Schneider 1997b, S. 99 f. und die dort angeführte Literatur. Darin ist vielfach die Rede vom sich verkürzenden (klassischen) Produktlebenszyklus, der hier als Marktzyklus bezeichnet wird.

275 Marktzyklen 1236. Die angesprochenen Veränderungen wirken über die eingesetzten Betriebsanlagen auch beschleunigend auf die Investitionsgüterindustrie zurück. Unter dem Aspekt der ökologischen Nachhaltigkeit ist diese Entwicklung bereits weiter oben unter dem Stichwort „wachsende Durchflusswirtschaft“ kritisch beurteilt worden und ist durchgängig mit steigenden Umweltkosten verbunden. Die Verkürzung und Beschleunigung der Marktphasen führt tendenziell zu einem Anstieg von Leistungsstörungen und Qualitätsproblemen. Dies und die Erkenntnis, dass eine Korrektur von Fehlern mit immer höheren Kosten verbunden ist, je später sie erkannt werden, hat viele Unternehmen dazu bewogen, Qualitätsmanagementsysteme 1237 aufzubauen. In ihrer präventiven und sicherungsorientierten Ausrichtung sind sie in Kombination mit Umweltmanagementsystemen ein wichtiges Systemelement des betrieblichen Umweltschutzes und belegen durch freiwillige Berichterstattung in vielfacher Weise die Bemühungen des Unternehmens in Richtung unternehmerischer Nachhaltigkeit. ad (3) Nachleistungsphase: Vor dem Hintergrund einer verschärften Gesetzgebung in den Bereichen Anlagensicherheit, betrieblicher Gesundheits- und Umweltschutz tritt in den 1990er Jahren die Erkenntnis hinzu, dass additive Maßnahmen in diesen Bereichen bzw. (zu) spät erkannte Sicherheits-, Gesundheits- oder Entsorgungserfordernisse zu höheren Kosten führen. Unternehmen reagieren daraufhin mit der Einführung kombinierter Qualitäts-, Sicherheits- und Umweltmanagementsysteme. Hinzu treten spezifische Regelungen zu Produkthaftung und Produktrücknahmeverpflichtungen, die allesamt eine Zunahme der Bedeutung der Nachleistungsphase bewirken, da die Verpflichtungen der Unternehmen zur Vermeidung/Verminderung/Entsorgung von Emissionen, Abfällen und Abwasser (unter kurzfristig reaktiven Gesichtspunkten) zu höheren Kosten führen. Die Vermeidung bzw. Verminderung hoher Nachleistungskosten führt zu höheren Vorleistungskosten, soweit nicht über die Umgestaltung der Produktionsverfahren dem entgegengewirkt werden kann.1238 Die Möglichkeit der Beeinflussung entstandener Rückstände und Umweltwirkungen in der Nachleistungsphase ist als gering bis sehr gering einzuschätzen. 1239

1236 1237

1238

1239

Vgl. Zehbold 1996, S. 120 in Anlehnung an Riebel 1989, S. 247. Zur Entwicklung von Qualitätsmanagementsystemen und anderen qualitätsbezogenen Konzepten und branchenspezifischen Systemen existiert eine Vielzahl von Werken, für die hier nur informativ ein Grundlagenwerk (Seghezzi 1996), ein Lehrbuch (Pfeifer 2001) und eine Nachschlagewerk (Masing 2007) genannt werden. Auf der Suche nach einem diesbezüglichen Optimum (unter Einbezug der Erlöskomponente) unterstützen effektiv eingesetzte Umweltmanagementsysteme. Vgl. Faßbender-Wynands 2001, S. 105 f.

276 Für die Durchführung der Lebenszyklusrechnung aus der Perspektive der relevanten Unternehmen in der Schadschöpfungskette gelten hinsichtlich der Abbildungsgrößen die gleichen Überlegungen, wenn auch phasenverschoben. Um Kosten- und Umweltwirkungsinformationen entlang der Schadschöpfungskette von den involvierten Unternehmen zu erhalten, ist es zweckmäßig, mit Unternehmen der gleichen Branche oder dem Branchenverband zu kooperieren. Angestrebte Kooperationen münden im Zusammenhang mit der erfolgreichen Anwendung des Instrumentariums idealerweise in langfristig angelegten (Re-)Produktionsnetzwerken. An die Informationsbeschaffung und an das Betriebliche Informationssystem werden hierbei – ebenso wie an die Sicherstellung der Datenkompatibilität und an ein übergeordnetes Controlling – höchste funktionelle Anforderungen gestellt. Diesen Forderungen und Chancen (Ausnutzen von Synergieeffekten, Ermöglichung von verteilten Investitionen) stehen jedoch zahlreiche Risiken gegenüber, die generell mit Netzwerkstrukturen verbunden werden. Zu diesen Risken zählen beispielsweise Koordinationsschwierigkeiten (zusätzliche Komplexität, Kompromisskosten), Gefährdung der eigenen Wettbewerbsposition (Know-how-Abfluss, Entstehen neuer Konkurrenten, Verselbständigung der Kooperation) und latente Konfliktsituationen (Verteilungskonflikte, unterschiedliche Unternehmenskultur, Vertrauenskonflikte u.a.).1240 Fazit: Die obigen Zusammenhänge unterstreichen die Bedeutungsverschiebung im ökologischen wie auch im ökonomischen Kontext von der Marktphase hin zur Vorleistungs- und Nachleistungsphase. Durch die integrierte sowie die phasenweise Betrachtung der schadschöpfungsorientierten Lebenszyklusrechnung kann diesen Veränderungen Rechnung getragen werden. Die vorgestellten Rechnungsgrößen dienen der ökologisch nachhaltigkeitsorientierten, periodenübergreifenden Planung und Überwachung der erwünschten (Produkt) und der unerwünschten Stoff- und Energieflüsse über den ökologischen Produktlebenszyklus unter dem Aspekt der Umweltkosten und der negativen Umweltwirkungen. In allen oben dargestellten Phasen können Maßnahmen zur Vermeidung und Verminderung von negativen Umweltwirkungen oder zur Verwertung und Beseitigung von Rückständen erfolgen. Umweltschutzkosten können somit in allen Phasen als Rechnungsgrößen Bedeutung erlangen, wenn auch mit unterschiedlichem Handlungsspielraum zur Beeinflussung und unterschiedlicher zeitlicher Entfernung vom Hersteller bzw. relevanten Unternehmen in der Schadschöpfungskette. Dies gilt ebenso für die anderen vorgestellten Kosten- und Umweltwirkungen als Rechnungsgrößen. Art und Höhe sind 1240

Ausführlich zu Chancen und Risiken bei Akteurskooperationen im ökologischen Produktlebenszyklus Ebinger 2007, Teil 7 (Loseblattsammlung).

277 fallspezifisch zu bestimmen und können an dieser Stelle nicht abschließend erörtert werden. Vielmehr ist die Diskussion unter wettbewerblichen und ethischen Gesichtspunkten optionaler unternehmerischen Nachhaltigkeitsstrategien unter Kapitel 4.2 wieder aufzugreifen.

4

CORPORATE SUSTAINABILITY-STRATEGIEN UND

ZWECKADÄQUATE UMWELT(KOSTEN)ANSÄTZE Im strategischen Management können zwei Denkrichtungen unterschieden werden: der marktorientierte Ansatz („“market based view“) und der ressourcenorientierte Ansatz („resource based view“). Dem auf Mason 1241, Bain 1242 und Scherer 1243 zurückgehenden marktorientierten Ansatz liegt das Struktur-Verhalten-Ergebnis-Paradigma zugrunde, wonach der Unternehmenserfolg abhängig ist von der Branchenstruktur und dem strategischen Unternehmensverhalten. Porter hat als einer der bekanntesten Vertreter dieses Ansatzes mit seinen Methoden zur Analyse von Branchen und Konkurrenten 1244 sowie der Theorie der Schaffung von Wettbewerbsvorteilen durch Clusterbildung im regionalen Kontext breite Anerkennung gefunden.1245 Während im marktorientierten Ansatz des strategischen Managements der Absatzmarkt im Vordergrund steht, wird beim ressourcenorientierten Ansatz der Schwerpunkt auf die Beschaffungsmärkte der Ressourcen und das unternehmensinterne Ressourcenmanagement gelegt. Der ressourcenorientierte Ansatz ist der beherrschende Strategieansatz der 1990er Jahre1246, dem das Ressourcen-Verhalten-Ergebnis-Paradigma 1247 zugrunde liegt. Der Ressourcenbegriff wird hierbei wesentlich weiter aufgefasst und stärker differenziert als in der klassischen Volkswirtschaftslehre. 1248 Als relative Vorteile werden die Schaffung, Nutzung, Bewahrung und Wiedergewinnung von sichtbaren Ressourcen (z.B. finanzielle Ressourcen, physische Anlagen, Betriebsstandorte), unsichtbaren Ressourcen (z.B. Technologie, Reputation, Markenname, Unternehmenskultur) und menschliche Ressourcen (Know-how, Kommunikations-/Interaktionsfähigkeit und Motivation der Mitarbeiter) postuliert.1249 In Analogie zum strategischen Management können auch im strategischen Umweltmanagement ebenfalls zwei Denkrichtungen unterschieden werden:1250 Der marktorien1241 1242 1243

1244

1245 1246 1247 1248

1249 1250

Vgl. Mason 1949. Vgl. Bain 1956, 1968 und 1972. Vgl. Scherer 1971. Scherer hat das klassische „Struktur-Ergebnis-Paradigma“ zum „Struktur-Verhalten-Ergebnis-Paradigma“ erweitert (vgl. hierzu die historische Darstellung der Industrial Organization-Forschung von Eybl 1984, S. 189 ff.). Branchenstrukturanalyse nach dem Fünf-Kräfte-Modell, generische Wettbewerbsstrategien, Konkurrenzanalyse und Wertkette. Vgl. Porter 1980, 1985, 1999a und 1999b. Vgl. etwa Barney 1991, Grant 1991, S. 114 ff. u. 2000 sowie Collis/Montgomery 1995, S. 118 ff. Vgl. Rühli 1994, S. 42. Unter Einbezug des strategischen Unternehmensverhaltens erfolgt mit dem ressourcenorientierten Ansatz des strategischen Managements ein Rückgriff auf die mikroökonomisch determinierte Theorie von Penrose, nach der der Unternehmenserfolg auf die Qualität interner Ressourcen wie etwa dem Technologievorsprung zurückzuführen ist (vgl. Penrose 1959). Vgl. Grant 2000, S. 113 ff. sowie praxisorientiert Hamel/Prahalad 1995. Vgl. Belz 2001, S. 250.

279 tierte Ansatz befasst sich mit dem Einfluss ökologischer Aspekte auf die Branchenstruktur und die Wettbewerbsstrategie1251, der ressourcenorientierte Ansatz stellt die natürlichen (unternehmensexternen) Ressourcen und die unternehmensinternen Ressourcen in den Mittelpunkt der Betrachtung und leitet daraus strategische Wettbewerbsvorteile ab.1252 Die Darstellung der in diesem Kapitel eingeführten Corporate Sustainability-Strategien 1253 soll die Kluft zwischen dem marktorientierten Ansatz und dem ressourcenorientierten Ansatz des strategischen Umweltmanagements überwinden, wobei die – unten beschriebene – Übernahme von ökologischer Verantwortung der „Ressourcenquelle Ethik“ entspringt. Diese unternehmensinterne Ressource weist über die Forderungen gesellschaftlicher Anspruchsgruppen einen mittelbaren Bezug zur unternehmensexternen Ressource „natürliche Umwelt“ auf.

4.1

Von den Grundhaltungen im Umweltschutz über ökologieorientierte Wettbewerbsstrategien zu Corporate Sustainability-Strategien „Was muss und kann die Unternehmung tun, um ihre angefochtene Legitimität zu bewahren? – Persönlich komme ich mehr und mehr zu der Überzeugung, dass es für die Unternehmung vordringlich sein wird, einen Paradigmenwechsel einzuleiten. Darunter ist eine Änderung der Führungsgrundsätze, der Wertvorstellungen und Überzeugungen zu verstehen. Nur so wird auf lange Sicht Wachstum möglich bleiben. Es wird nicht mehr genügen, als alleinige Rechtfertigung für die Herstellung eines Produktes seine Rentabilität oder gar die Tatsache anzusehen, dass es beim Kunden gut ankommt.“ (Hugo Thiemann, Gründungsmitglied des „Club of Rome“)

Voraussetzung für ein funktionsfähiges Umweltkostenmanagement ist seine Einbettung in den unternehmenspolitisch-normativen und strategischen Kontext des Unternehmens. In Kapitel 2.6.3 wurden strategische Grundausrichtungen in einen Bezugsrahmen der Verhaltensausrichtung (defensiv, offensiv) und der möglichen Stellung von Umwelt1251

1252

1253

Zu den Fachvertretern des marktorientierten Ansatzes des strategischen Umweltmanagements gehören beispielsweise Belz, Dyllick, Kirchgeorg, Meffert, Reinhardt und Schneidewind (vgl. etwa Meffert/Kirchgeorg 1992 und 1998, Dyllick/Belz/Schneidewind 1997 und Reinhardt 1999). Zu den Fachvertretern des ressourcenorientierten Ansatzes des strategischen Umweltmanagements gehören etwa Halme, Hart und Strannegård (vgl. etwa Hart 1995, S. 986 ff., Halme 1997 und Strannegård 1998). Der Schwerpunkt liegt nach wie vor in der Ausgestaltung der „Ökologischen Nachhaltigkeit“ von Unternehmen. Aus Gründen der Sprachvereinfachung wird jedoch lediglich von „Corporate Sustainability“ („Unternehmerische Nachhaltigkeit“) gesprochen.

280 schutzzielen (Sachziel oder Formalziel) als Grundausrichtungen im Umweltschutz typisiert. Um eine Engführung der Corporate Sustainability-Strategien im Kontext der Managementlehre zu vermeiden, wird in Kapitel 4.1.1 der erstellte Bezugsrahmen hinsichtlich der Leitsterne „unternehmerische Vision“ und „Managementphilosophie“ erweitert. Schließlich prägen diese beiden Managementkategorien maßgeblich den Entwurf der Umwelt- bzw. Nachhaltigkeitspolitik in der Weise, ob bzw. inwieweit die Bereitschaft besteht, Umweltleistungen über die gesetzlichen Forderungen und die Anforderungen des Wettbewerbs hinaus im Sinne einer gesellschaftlichen Nutzenstiftung zu erbringen. Mit der Klärung von Wesen und Inhalten der Managementphilosophie gewinnen die am Managementprozess Beteiligten Einsichten über die paradigmatischen Grundlagen ihres Handels. 1254 In Kapitel 4.1.2 wird die Bedeutung der gesellschaftlichen Lenkungssysteme Staat/ Politik, Öffentlichkeit und Markt im ökologieorientierten Wettbewerb herausgestrichen und in Kapitel 4.1.3 werden die erarbeiteten Zwischenergebnisse konzeptionell zusammengeführt sowie der zentrale Bestimmungsfaktor für den Bezugsrahmen der unternehmerischen Nachhaltigkeit ausdifferenziert und zwar die Übernahme und Konkretisierung ökologischer Verantwortung auf Grundlage der Annahme ökologischer Forderungen von Anspruchsgruppen. 1255 Dieser Bezugsrahmen verschafft Klarheit für die Frage der strategischen Positionierung im ökologisch orientierten Wettbewerb und – darüber hinaus – im (ethisch basierten) ökologisch-nachhaltigen Anschluss. In Kapitel 4.1.4 werden mögliche Umweltschutzziele im Kontext der Stellung im Zielsystem und ihrer Ausrichtungen (Kapitel 2.6.3) mit dem Bezugsrahmen für Corporate Sustainability verknüpft und abgegrenzt. Schließlich werden in Kapitel 4.1.5 Corporate Sustainability-Strategien als Verbund von ökologieorientierten Wettbewerbsstrategien und ethikbasierter Strategien der ökologischen Nachhaltigkeit dargestellt.

4.1.1 Unternehmerische Vision und Managementphilosophie als Leitsterne für die Unternehmens- und Umwelt-/Nachhaltigkeitspolitik

Der Unternehmenspolitik fällt die Aufgabe zu, die an das Unternehmen herangetragenen Ansprüche und Interessen mit intern verfolgten Zielen in Einklang zu bringen. Die Unternehmenspolitik wird dabei getragen von einem harten Gestaltungsaspekt in Form 1254 1255

Vgl. Bleicher 2001, S. 88. Es werde ausschließlich jene (Teil-)strategien als Corporate Sustainability-Strategien bezeichnet, zumindest und bearbeiten die ökologische Forderungen akzeptieren antizipieren oder, Daher werden die von Meffert/Kirchgeorg erhobenen Abwarte-, Rückzugs- und Widerstandsstrategien (siehe Kapitel 2.6.3) im Bezugsrahmen des Corporate Sustainability ausgeblendet.

281 der Unternehmensverfassung und einem weichen Entwicklungsaspekt in Form der Unternehmenskultur. 1256 Verfassung und Kultur tragen die Unternehmenspolitik, wie umgekehrt die Unternehmenspolitik die Gestaltung der Verfassung und Entwicklung der Kultur prägt. Eine Unternehmenspolitik, die sich im Widerstreit unterschiedlicher Interessen entwickelt, bleibt jedoch ohne Orientierungsgrundlage, wird sie nicht von einer Managementphilosophie und einer unternehmerische Vision vorgeprägt 1257. Die Managementphilosophie kennzeichnet die grundlegenden Annahmen über Werte und ein ihnen entsprechendes Verhalten.1258 Die für die Managementphilosophie zentralen Wertfragen verbinden sich mit der Verantwortung, die begriffen und im Verhalten gegenüber Dritten und im Innenverhältnis praktiziert wird. Dabei wurde in der jüngeren Vergangenheit insbesondere das ethische Verhalten als Teil einer umweltund nachhaltigkeitsorientierten Unternehmensführung herausgestellt.1259 Aus einer grundsätzlichen Gegenüberstellung unterschiedlicher Verpflichtungsgrade1260 ergeben sich erste Ansätze eines opportunistisch-defensiven oder eines – bestimmten Grundsätzen – verpflichteten Wertesystems des Unternehmens, das idealtypisch mit dem Zielsystem konsistent ist. Die unternehmerische Vision ist ein Zukunftsbild, das nahe genug ist, um dessen Realisierbarkeit noch zu erkennen, aber fern genug, um die Begeisterung der Organisation für eine neue Wirklichkeit zu erwecken.1261 Hinterhuber vergleicht die unternehmerischen Vision mit dem Polarstern:1262 Dieser ist nicht das Ziel einer Reise, gibt jedoch die Richtung an, die das Entscheiden, Handeln und Fühlen der Mitarbeiter in der Unternehmung lenkt. Die unternehmerische Vision erfüllt idealerweise drei Funktionen für das Unternehmen. 1263 Sie erbringt zunächst eine Fokussierungsfunktion in der Beziehung des Unternehmens zum Wettbewerbsumfeld (Selektion des wirtschaftlichen Sinns). Sie erfüllt weiters eine Legitimationsfunktion in der Beziehung des Unternehmens zum gesellschaftlichen Umfeld. Hierzu bedarf es der Entwicklung und Darstellung der Sinnhaftigkeit der zwischen Unternehmen und Gesellschaft angestrebten Austauschprozesse gegenüber den verschiedenen Bezugsgruppen. Hierbei geht es einerseits um den Inhalt der Austauschprozesse (Güter, Umweltwirkungen), anderseits geht es um den Sinn und Zweck dieser Austauschprozesse (Selektion des 1256 1257 1258 1259 1260

1261 1262 1263

Vgl. Bleicher 2001, S. 89 f. und Prammer 1998, S. 76. Zur Visualisierung siehe Abb.4-1 in Kap. 4.1.3. Vgl. Bleicher 2001, S. 89 f. Zu diesbezüglichen unternehmensethischen Grundkonzepten vgl. Prammer 1997a, S. 78 ff. Bleicher stellt die verpflichtende Grundhaltung der opportunistischen Grundhaltung gegenüber. Hierzu ausführlich Bleicher 2001, S. 171 ff. Vgl. Boston Consulting Group 1988, S. 7. Vgl. Hinterhuber 1992, S. 42. Vgl. Rüegg-Stürm/Gomez 1994, S. 12 f.

282

gesellschaftlichen Sinns). Letzteres umfasst nicht nur das allgemeine Kommunikationsverhalten zwischen Unternehmen und den Anspruchsgruppen, sondern auch den Umgang mit vom Unternehmen verursachten Umweltbelastungen und ökologischen Schäden sowie Fragen zur Risikoakzeptanz bestimmter Technologien. Die unternehmerische Vision unterstützt schließlich die Identifikation und Motivation der Mitarbeiter als einer der wesentlichen Anspruchsgruppen. Der Sinn- und Wertgehalt der Mitarbeiteraktivitäten ist nicht nur in Bezug auf den wirtschaftlichen Erfolg und den gesellschaftlichen Nutzen des Unternehmens zu generieren, sondern auch im Hinblick auf die Persönlichkeitsentfaltung der Mitarbeiter (Selektion des persönlichen Sinns). Für die Visionsfindung kann ethisches Bemühen Orientierung und treibende Kraft sein. 1264 Die Vision einer ökologisch nachhaltigen Entwicklung muss zwar als absolutes Ziel immer im Blickfeld bleiben, jedoch muss zugleich akzeptiert werden, dass es aufgrund „vorgegebener Umstände, Zwänge und Widrigkeiten“ 1265 nur eingeschränkt verwirklicht werden kann. In der Unternehmenspolitik werden generelle Zielsetzungen der Unternehmensführung festgelegt. Ihr Ökologiebezug wird durch die betriebliche Umwelt-/Nachhaltigkeits-

politik zum Ausdruck gebracht. Damit werden Grundorientierungen gelegt für das erfolgreiche Aufgreifen ökologischer Forderungen und Erwartungen sowie deren Transformation in marktfähige Lösungen. Die betriebliche Umwelt-/Nachhaltigkeitspolitik bildet weiters die Basis für die Ableitung von Umweltschutz-/Nachhaltigkeitszielen und Entwicklung geeigneter Strategien im Wettbewerb. Im Kontext der Verhaltensausrichtung weisen Umweltschutzziele einen stärken Formalziel- oder einen stärkeren Sachzielcharakter auf. Zugleich sind komplementäre bzw. konkurrierende Verhältnisse zwischen Umweltschutz- und anderen Unternehmenszielen zu klären und damit auch der Zweckcharakter der Umweltschutzziele.1266

1264

1265 1266

Der Verfasser hat in diesem Zusammenhang das von Magyar, Hinterhuber und Bleicher (vgl. Magyar 1989, S. 4, Hinterhuber 1992, S. 42 und Bleicher 2001, S. 101) entworfene Modell der Vision mit den fünf Komponenten „Realitätssinn“, „Offenheit“, „Spontanität“, „Erfahrung“ und „Kreativität“ um die Komponente der sozial-ökologischen Unternehmensethik erweitert (vgl. Prammer 1998, S. 81 ff.). Raisig 1987, S. 762. Siehe hierzu ausführlich in Kapitel 2.9.

283 4.1.2 Zum Einfluss der Lenkungssysteme „Staat/Politik“, „Öffentlichkeit“ und „Markt“ auf den ökologieorientierten Wettbewerb

An Unternehmen werden heute unterschiedliche ökologische Forderungen gestellt, die es gilt, als Herausforderung im Wettbewerb aufzugreifen und aufzuarbeiten. Wie bereits in Kapitel 2.5.2 ausgeführt, können nach Dyllick/Belz/Schneidewind drei – für den ökologischen Wettbewerb zentrale – Lenkungssysteme der Gesellschaft1267, und zwar „Staat/Politik“, „Öffentlichkeit“ und „Markt“, unterschieden werden. Bedeutung der gesellschaftlichen Lenkungssysteme in Bezug auf die Anspruchsintensität ihrer Bezugsgruppen Anspruchsintensität der Bezugsgruppen

Staat/Politik Verteilung in %

gewichtet

schwach (Index = 1)

21

0,21

Mittel (Index = 2)

34

stark (Index = 3) gesamt

Öffentlichkeit Verteilung in %

Markt

gewichtet

Verteilung in %

54

0,54

85

0,85

0,68

38

0,76

11

0,22

45

1,35

8

0,24

4

0,12

100

2,24

100

1,54

100

1,19

gewichtet

Tab. 4-1: Anspruchsintensität von Bezugsgruppen gesellschaftlicher Lenkungssysteme hinsichtlich Stickoxid- und Feinstaubemissionsreduktion (Quelle: Prammer 2007a, Anhang S. 3) 1268

Empirische Untersuchungen zur Bedeutung dieser Lenkungssysteme im ökologieorientierten Wettbewerb bzw. von Anspruchsgruppen, die sich dieser Systeme bedienen, zeigen, dass „Politik/ Staat“ und „Öffentlichkeit“ allgemein einen stärkeren umweltbezogenen Einfluss auf Unternehmen ausüben als der „Markt“.1269 Für ökologische Forderungen, die auch Forderungen im Sinne des Gesundheitsschutzes sind, gilt 1267

1268

1269

Im Gegensatz zu Dyllick/Belz/Schneidewind, die „Gesellschaft als Oberbegriff für Öffentlichkeit und Politik“ verstehen (Dyllick/Belz/Schneidewind 1997, S. 75), wird hier der Markt als Teil der Gesellschaft verstanden und deshalb „Gesellschaft“ als Oberbegriff für Staat/Politik, Öffentlichkeit und Markt verwendet. Befragung der Umwelt- und/oder Sicherheitssprecher/-beauftragten von 29 Industrieunternehmen mit Sitz und/oder Betriebsstandort im Zentralraum Oberösterreich im 4. Quartal 2006; Branchenmix („Anzahl befragter Unternehmen“): Bauindustrie (1), Bergwerke und Eisenerzeugung (1), Chemische Industrie (4), Elektro- und Elektronikindustrie (1), Fahrzeugindustrie (1), Gas- und Wärmeversorgung (1), Glasindustrie (1), Gießereiindustrie (1), Holzindustrie (3), Maschinen- und Metallwarenindustrie (3), Nahrungs- und Genussmittelindustrie (3), Nichteisenmetallindustrie (2), Papierindustrie (4), Stein- und keramische Industrie (3). Dies gilt im besonderen Ausmaß für Unternehmen, die in konsumentenfernen Märkten tätig sind, wie etwa die Schwer- und Grundstoffindustrie. Diese Unternehmen sind dem Einfluss staatlicher Umweltpolitik oder gesellschaftlichen Forderungen (Anrainergemeinden) wesentlich stärker ausgesetzt als Forderungen, wie sie durch Kunden oder andere Marktpartner erhoben werden. Vgl. hierzu auch Dyllick 1997, S. 75.

284 dies in besonderem Ausmaß. Dies wird auch durch Ergebnisse einer im letzten Quartal des Jahres 2006 vom Verfasser durchgeführten Umfrage 1270 belegt, in der 29 Industrieunternehmen im Zentralraum von Oberösterreich die Intensität der ökologischen Ansprüche aus den unterschiedlichen Lenkungssystemen hinsichtlich der Reduktion von Stickoxid- und Feinstaubemissionen bewertet haben (Tab. 4-1). 1271

4.1.3 Die Übernahme ökologischer Verantwortung mit ihren Ausprägungen „Verantwortungsbreite“ und „Verantwortungstiefe“ als Bestimmungsfaktoren für die Umsetzung von Corporate Sustainability-Strategien

Umweltschutz- (und Nachhaltigkeits-)Strategien werden vom Unternehmen unter Berücksichtigung der herangetragenen Ansprüche aus den gesellschaftlichen Lenkungssystemen von den Entscheidungsträgern im Unternehmen festgelegt. Strategien fungieren allgemein als zentrales Bindeglied zwischen den Zielen und den operativen Maßnahmen, indem sie als strukturiertes Maßnahmenbündel den operativen Planungsprozess kanalisieren. Die Bandbreite obiger Strategien liegt auf einer Skala von der juristischen (und moralischen) Abwehr und Ignoranz der ökologischen Forderungen über ein reaktives Wahrnehmen der Verantwortung bis zur Antizipation der Ansprüche. Im letzteren Fall werden umweltbezogene Ansprüche eigenständig aufgegriffen und in Markt und Gesellschaft zur Geltung gebracht. Ein eigenständiges Aufgreifen kann sich auch auf die aktive Mithilfe bei der Veränderung der ordnungspolitischen Rahmenbedingungen in Richtung eines nachhaltigkeitskonformen Wirtschaftens beziehen und steht somit – als ökologisch richtungsweisendes Verhalten – der Abwehr und Ignoranz von ökologischen Forderungen diametral gegenüber. Ausgangssituation ist die Akzeptanz ökologischer Forderungen aus gesellschaftlichen Lenkungssystemen (auf Grundlage des „normativ-kritisch angereicherten Anspruchsgruppenkonzeptes“ 1272). Die Akzeptanz und Annahme ökologischer Forderungen bedeutet die Ausklammerung der von Meffert/Kirchgeorg erhobenen, als defensive Strategien eingeordneten Abwarte-, Rückzugs- und Widerstandsstrategien1273. Mit anderen Worten: Letztere bilden hier eine eigenständige Kategorie von Strategien (“Abwehrstrategien“), die im Bezugsrahmen der Corporate Sustainability per Definition ausgeklammert werden. 1270 1271

1272 1273

Vgl. Prammer 2007a, S. 14. Die Debatte um Feinstaub und Stickoxid (als Vorläufersubstanzen des sekundären Feinstaubs) wird in der (österreichischen) Öffentlichkeit vor allem unter dem Aspekt der gesundheitlichen Beeinträchtigung geführt. Siehe Kapitel 2.5.2. Zu diesen Strategien siehe Kapitel 2.6.3.

285

Abb. 4-1: Ökologische Forderungen der Anspruchsgruppen und die spezifische Übernahme ökologischer Verantwortung als Bestimmungsfaktoren für die Ausprägungen von Corporate Sustainability (Quelle: eigene)

Die Art und Weise der Übernahme der ökologischen Verantwortung dient zur Konkretisierung möglicher Verhaltens- und Zielausrichtungen, d.h. als Bestimmungsfaktor für die unterschiedliche Ausprägung von Corporate Sustainability-Strategien. Während die Forderungen aus den Lenkungssystemen Gesellschaft (Staat/Politik, Öffentlichkeit) oder Markt (Kunden, Lieferanten, Mitbewerber) ökologische Aspekte repräsentieren, die von außen an die unternehmerischen Entscheidungsträger herangetragen werden, hängt die Art und Weise, wie ökologische Verantwortung übernommen und umgesetzt wird, maßgeblich von den unternehmensinternen Prozessen des Entscheidens und Handelns ab. Der Bestimmungsfaktor „Übernahme der ökologischen

286 Verantwortung“ wird in zwei Teilfaktoren unterteilt und zwar in die (a) „ökologische Verantwortungsbreite“ und die (b) „ökologische Verantwortungstiefe“ (Abb. 4-1). ad (a) ökologische Verantwortungsbreite: Diese bezieht sich auf die Unterscheidung, inwieweit sich unternehmerische Verantwortung lediglich auf die von den Entscheidungsträgern direkt zu beeinflussenden Umweltaspekten bezieht (Umweltaspekte der Eigenleistung bzw. direkte Umweltaspekte) oder auch Umweltaspekte umfasst, die indirekt beeinflusst werden können (Umweltaspekte der Fremdleistung bzw. indirekte Umweltaspekte). Schließlich fallen Umweltwirkungen, die einem Produkt zugerechnet werden und seine Marktposition beeinträchtigen, nicht selten in die Verantwortung der Vorstufen eines Herstellers. Andererseits können durch geeignete Materialauswahl und andere Maßnahmen negative Umweltwirkungen und damit gegebenenfalls Kostenkonsequenzen in den Nachstufen des Herstellers vermieden werden. Hier eröffnen sich Möglichkeiten, einem aktuell bestehenden oder – vorgreifend auf Punkt (b) über eine anstehende Internalisierung externer Umweltkosten – zukünftig erwarteten Kostendruck in den Vor- oder Nachstufen durch innovative Lösungen (etwa durch Substitution bestimmter Stoffe) zu begegnen. In solchen Fällen schafft die Festlegung eines breiteren Verantwortungs- und Bilanzraumes Klarheit über die vom Hersteller direkt und indirekt ausgelösten Umweltwirkungen und damit verbundenen Kosten. ad (b) ökologische Verantwortungstiefe: Die ökologische Verantwortungstiefe bezieht sich auf die Frage, ob sich unternehmerische Verantwortung auf die vom Unternehmen internalisierten (Umwelt-)Effekte (internalisierte Kosten) beschränkt oder auch Verantwortung für bestimmte ausgelöste externe (Umwelt-)Effekte (zu internalisierende externe Umweltwirkungskosten gemäß Abb. 3-5, Kapitel 3.4.3) übernommen wird.

4.1.4 Einordnung der Grundausrichtungen im Umweltschutz in den Bezugsrahmen für die Übernahme ökologischer Verantwortung

In Kapitel 2.6.3 wurden vier Typen der Grundausrichtung im Umweltschutz in Bezug auf Verhaltensausrichtung und Stellung von Umweltschutzzielen herausgearbeitet und mit empirisch erhobenem Datenmaterial zu ökologischen Grundhaltungen in Beziehung gesetzt. Diese werden nun in dem oben entworfenen Bezugsrahmen der Corporate Sustainability-Strategien eingeordnet (Abb. 4-2). Auch wenn diese Zuordnung einen erheblichen Ermessensspielraum eröffnet, so ermöglichen die empirisch erhobenen Clustergrößen der Umweltschutz-Grundhaltungen eine gewisse Abschätzung in Bezug auf die in der Praxis anzutreffenden Formen der Verantwortungsübernahme.

287 ad Abb. 4-2 Typ 1 (Umweltschutz als externe Vorgabe; dünn-strichlierte Einfassung): Umweltschutz ist ein von außen vorgegebenes Ziel und wird als Kostentreiber wahrgenommen. Umweltschutzforderungen werden lediglich auf Grundlage öffentlichrechtlicher Verpflichtungen wahrgenommen. Dies bedeutet, dass Lösungen betreffend direkter Umweltaspekte (Betriebsstandort) im Vordergrund stehen und betreffend indirekter Umweltaspekte (Lieferanten und Kunden) lediglich im vorgegebenen Mindestausmaß umgesetzt werden. Alle Effekte denen eine Ansatzpflicht zugrunde liegt, werden somit internalisiert. Umweltschutzforderungen des Marktes werden zwar (kostenminimal) umgesetzt, jedoch nicht als Möglichkeit zu einer eigenständigen Profilierung wahrgenommen und genutzt. Eine aktive Auseinandersetzung mit in der Öffentlichkeit diskutiert ökologischen Problemstellungen unterbleibt. Verursachte externe Effekte werden mit Hinweis auf die Erfüllung gesetzlicher und behördlicher Vorgaben ignoriert.

Abb. 4-2: Zusammenhang zwischen Umweltschutz-Grundhaltungen und Übernahme ökologischer Verantwortung in Breite (Bilanzraum) und Tiefe (Internalisierungsausmaß) (Quelle: eigene)

ad Abb. 4-2 Typ 3 (ökologieorientierter Selektiver; dick-strichlierte Einfassung): 1274 Der Selektive stellt zwar den Umweltschutz nach außen als Leitlinie des betrieblichen 1274

Im Zuge der Typisierung der Grundausrichtungen im Umweltschutz wurde in Kapitel 2.6.3 der Typus „ökologieorientierter Selektiver“ durch eine gewisse Marktorientierung und Prävention im Umweltschutz, aber auch durch situative Abwarte-, Rückzugs- und Widerstandsstrategien charakterisiert und daher als defensiver Typus eingeordnet. Da Grundhaltungen und Strategien der Abwehr von ökologischen Forderungen im entworfenen Bezugsrahmen für Corporate Sustainability ausgeblendet wurden (siehe Kapitel 4.1.3), ist der in Abb. 4-2 dargestellte Typus „ökologieorientierter Selektiver“ nur durch das Aufgreifen punktueller umweltbezogener Lösungen charakterisiert. Deshalb wird davon ausgegangen, dass die Clustergröße dieses Typus unter 25% liegt.

288 Handelns heraus, misst ihm jedoch – so wie Typ 1 – keine tatsächliche Bedeutung zu. Im Zuge der Marktbearbeitung orientiert sich die Unternehmensführung am Imagevorteil des Umweltschutzes und streicht diesbezügliche Teillösungen hervor. Dazu gehört auch das selektive Aufgreifen externer Effekte, das sich aber grundsätzlich (aufwandsbedingt) auf die direkt beeinflussbaren Quellen (Betriebsstandort) beschränkt. Das selektive Aufgreifen ist durch ein ausgeprägtes operatives „Kosten-NutzenDenken“ charakterisiert, im Zuge dessen lediglich kurzfristige Lösungsansätze in Betracht gezogen werden und jene Lösungsansätze präferiert werden, die sich in PublicRelation-Maßnahmen einfügen lassen. Wie bei Typ 1 orientiert sich die Ausgestaltung der Instrumente des Umweltmanagements an dem von Gesetzgeber, Behörde (und Kunden) vorgegebenen Mindestmaß. ad Abb. 4-2 Typ 2 (Umweltschutz als Erfolgskomponente; dünn-punktierte Einfassung): Dieser Typus sieht die Möglichkeit, Verbesserungen im betrieblichen Umweltschutz mit der Erzielung ökonomischer Vorteile (Erzielung von Kosten- und Differenzierungsvorteilen im Wettbewerb, Steigerung des Shareholder Values) zu verbinden. Deshalb wird der ökologische Produktlebenszyklus bzw. die Wert- und Schadschöpfungskette aus strategischer Sicht analysiert, um Anknüpfungspunkte für Beiträge zur Zukunftssicherung der Unternehmung zu finden. Relevante direkte und indirekte betriebliche Umweltwirkungen werden daher erfasst und in monetarisierter Form in die unternehmerischen Entscheidungen einbezogen. Zu diesem Zweck werden etwa die Reststoffkosten- bzw. Material- u. Energieverlustekostenrechnung eingesetzt, sowie Umweltbilanzen auf Betriebs- Prozess- und Produktebene. ad Abb. 4-2 Typ 4 (ökologieorientierter Innovator; dick-punktierte Einfassung): Ökonomische und ökologische Wertziele werden als gleichrangige Oberziele angesehen. Zur Überprüfung explizit formulierter ökologischer Ziele, aber auch im Kontext der Erzielung ökonomischer Wertziele sind der ökologische Produktlebenszyklus bzw. die Wert- und Schadschöpfungskette. Relevante direkte und indirekte betriebliche Umweltwirkungen werden daher erfasst, und in monetarisierter und nicht monetarisierter Form in die unternehmerischen Entscheidungen einbezogen. Damit sollen idealtypisch eine bessere operative Nutzung vorhandener ökonomisch-ökologische Schnittmengen der unternehmerischer Tätigkeit, eine Verbreiterung der ökonomisch-ökologische Schnittmenge im strategischen Kontext sowie eine über diese genannten Aspekte hinausgehende, ethisch begründete Vermeidung und Verminderung von Umweltbelastungen und -schäden im Sinne eines normativ-kritischen Anspruchsgruppenkonzepts erreicht werden. Geeignete Instrumente für die Informationsgewinnung sind hier die Material- u. Energieverlustekostenrechnung und die Umweltbilanzierung auf standortbezogener und betriebsübergreifender Ebene.

289 Die für den ökologischen Transformationsprozess zentralen Lenkungssysteme (Kapitel 4.1.2) können hinsichtlich der von ihren Anspruchsgruppen an das Unternehmen herangetragenen Forderungen in zwei Gruppen unterteilt werden: Ökologische Forderungen, die von Anspruchsgruppen der Lenkungssysteme „Staat/Politik“ und „Öffentlichkeit“ ausgehen und typischerweise die Einhaltung der Rahmenbedingungen durch das Unternehmen zum Gegenstand haben und ökologische Forderungen, die vom Lenkungssystem „Markt“ ausgehen. Letztere sollen unter der Maßgabe der Nutzenstiftung im gesellschaftlichen und ökologischen Kontext zur Erschließung und Ausschöpfung von unternehmerischen Erfolgspotentialen führen. Die Definition und Konkretisierung von Umweltkosten muss sich an den Zielsetzungen und Zwecken ausrichten.

4.1.5 Corporate Sustainability-Strategien als Verbund von ökologieorientierten Wettbewerbsstrategien und ethikbasierten Strategien der ökologischen Nachhaltigkeit

Es spricht vieles dafür, dass die Unternehmen mit ihrer gesamten Innovationskraft und dem Markt als Anreiz- und Sanktionsinstrument einen maßgeblichen Beitrag zur Entwicklung einer ökologisch nachhaltigen Wirtschaft und Gesellschaft leisten können. Die Wettbewerbskräfte allein greifen jedoch – vor allem im Zusammenhang mit einem isolierten „Erfolgsfaktoren-Denken“ – zu kurz. Auf dem Weg in eine ökologisch nachhaltige Wirtschaft und Gesellschaft gilt es für Unternehmen aber nicht nur – im Sinne des strategischen Anspruchsgruppenkonzeptes – Märkte abzusichern und Marktpotentiale zu erschließen, sondern auch – im Sinne des normativ-kritischen (ethischen) Anspruchsgruppenkonzeptes 1275 – Eigenverantwortung wahrzunehmen und zur Geltung zu bringen. So können etwa die ökologischen Rahmenbedingungen des Wirtschaftens durch die Bereitstellung von Informationsgrundlagen über verursachte Umweltwirkungen und erbrachte Umweltleistungen mitgestaltet werden. Eine dergestalt an der ökologischen Nachhaltigkeit ausgerichtete Unternehmenspolitik erfordert die Durchdringung aller Bereiche (Materialwirtschaft, Marketing, Produktion, Rechnungswesen, Controlling, u.a.), aller Objekte (z.B. Input- und Outputkomponenten der Produktion), aller Systeme (z.B. Informationssystem, Transportsystem) sowie aller Verfahren und Instrumente im Unternehmen. Das Gedankengut der ökologischen Nachhaltigkeit durchdringt hierbei alle anderen Zieldimensionen und zwar in der Form, dass ökonomisch abgeleitete Sachziele im Einzelfall diesem Gedankengut untergeordnet 1275

Zur Wahrnehmung ökologischer Verantwortung durch Identifikation und Wahl von ökologischen Anspruchsgruppen siehe Kapitel 2.5.2.

290 werden. Ziele, die die Vermeidung und Verminderung von direkt oder indirekt verursachten Umweltwirkungen zum Gegenstand haben werden explizit festgelegt. Zur Überprüfung dieser Ziele, aber auch im Kontext der Erzielung ökonomischer Wertziele werden betriebliche Umweltwirkungen in monetarisierter (externe Umweltwirkungskosten) und in nicht monetarisierter Form (Umweltauswirkungen) von den unternehmerischen Entscheidungsträgern berücksichtigt und nach innen und nach außen kommuniziert. Auf Grundlage eines über fünf Jahre dauernden Forschungsprojektes, das in den 1990er Jahren unter Beteiligung zahlreicher Unternehmen stattgefunden hat, wurden basierend auf einer von Dyllick, Belz und Schneidewind (sowie weiteren Mitgliedern der Forschungsgruppe 1276) entworfenen Typologie bedeutende Schritte zu einer ökologieorientierten Wettbewerbsstrategien gesetzt. Auch wenn sich bei diesem Ansatz das Wettbewerbsverständnis nicht nur auf den Markt, sondern auch auf dessen ökologieorientierte Rahmenbedingungen bezieht, so kommt das wohl bedeutendste Prinzip zur Umsetzung der (ökologisch) nachhaltigen Unternehmensführung, das Verantwortungsprinzip, zu wenig bzw. lediglich implizit zur Geltung. Im Sinne der in Kapitel 2.5.2 geforderten ethischen Erweiterung des strategischen Anspruchsgruppenkonzeptes werden nun in Kapitel 4.1.5.2 die in Kapitel 4.1.5.1 beschriebenen vier Wettbewerbsstrategien in einen Bezugsrahmen der ethisch erweiterten Verantwortung eingebettet (A, B, C, und D in Abb. 4-3), was sich als „Umrahmung“ der ökologieorientierten Wettbewerbsstrategien durch die ökologisch weiter und tiefer gehenden Strategien der ökologischen Nachhaltigkeit (E1 und E2 sowie F1 und F2 in Abb. 4-3) darstellt. Der Verbund einer ökologieorientierten Wettbewerbsstrategie und der jeweils angeschlossenen Strategie der (ethisch basierten) ökologischen Nachhaltigkeit (d.h. Verbund aus: A und E1, C und E2, B und F1 sowie D und F2 in Abb. 4-3) bildet den jeweiligen Typus der in Kapitel 4.1.5.2 erläuterten Corporate Sustainability-Strategie. Wie die Ausführungen in den Kapitel 2.5.2 und 4.1.2 gezeigt haben, spielen im ökologischen Kontext sowohl das gesellschaftliche Umfeld in Gestalt von Staat/Politik und Öffentlichkeit als auch der Markt eine Rolle. In Kapitel 2.6.2 wurde die defensive und die offensive Verhaltensausrichtung im Umweltschutz charakterisiert und in dem darauf folgenden Kapitel unter Einbezug der Stellung des Umweltschutzzieles im unternehmerischen Zielsystem typisiert. Auch Dyllick/Belz/Schneidewind verwenden in ihrer Typologie ökologieorientierter Wettbewerbsstrategien die Strategieausrichtungen „defensiv“ und „offensiv“.1277 Als Strategiebezug werden zwei Gruppen von Lenkungs1276 1277

Siehe hierzu im Vorwort der Autoren in Dyllick/Belz/Schneidewind 1997. Dyllick/Belz/Schneidewind 1997, S. 76 ff.

291 systeme gewählt: „Staat/Politik und Öffentlichkeit“1278 sowie „Markt“. Kombiniert mit der defensiven bzw. offensiven Verhaltensausrichtung ergeben sich vier Typen von ökologieorientierten Wettbewerbsstrategien (Sicherungsstrategie, Effizienzstrategie, Differenzierungsstrategie und Marktentwicklungsstrategie), wobei die beiden erstgenannten defensive und die beiden letztgenannten offensive Strategien darstellen. Jede der Strategietypen lässt sich empirisch beobachten und kann anhand von Beispielen aus der Praxis belegt werden.

Abb. 4-3: Ökologieorientierten Wettbewerbsstrategien und ethikbasierte Strategien der ökologischen Nachhaltigkeit im Bezugsrahmen für Corporate Sustainability (Quelle: eigene)

4.1.5.1 Zu den Wettbewerbsstrategien nach Dyllick/Belz/Schneidewind

Die ökologieorientierte Sicherungsstrategie reagiert auf die ökologischen Forderungen, die bestehenden Märkte, Standorte und Technologien zu gefährden drohen, indem Maßnahmen im wohlverstandenen Eigeninteresse ergriffen werden.1279 Dazu gehören etwa die Implementierung von Umwelt- und Sicherheitsmanagementsystemen, um den ökologischen Ansprüchen zu genügen und Risiken zu minimieren noch bevor diese Ansprüche wettbewerbsrelevant werden können. Eine hierfür geeignete Kommunikation nach innen und außen soll Image verbessern. 1278

1279

Dyllick/Belz/Schneidewind verstehen den Begriff „Gesellschaft“ als Oberbegriff für „Staat/Politik“ und „Öffentlichkeit“. In dieser Arbeit wird hingegen auch der Markt als Teil der Gesellschaft bzw. als gesellschaftlicher Lenkungsmechanismus verstanden. Nicht unter dem Begriff der Sicherungsstrategie zu subsummieren sind die von Meffert/Kirchgeorg erhobenen Abwarte-, Rückzugs- oder Widerstandsstrategien (Kapitel 2.6.3).

292 Die ökologieorientierte Effizienzstrategie nimmt die ökologischen Anorderungen auf und versucht sie effizient, d.h. kostengünstig umzusetzen. Analog dem Business Reengineering wird versucht, bisherige Wahrnehmungsbarrieren zu überwinden. Die Entdeckung von Kosteneinsparungspotentialen in der ökonomisch-ökologischen Schnittmenge gehört zu den typischen Aufgabestellungen. Im Ergebnis soll dies dem Unternehmen eine bessere Kostenposition im Wettbewerb verschaffen. Die ökologieorientierte Differenzierungsstrategie ist das Ergebnis einer offensiven Auseinandersetzung mit den ökologischen Forderungen. Ziel ist es, sich auf dem Markt durch umweltverträglichere Produkte und Dienstleistungen von den Mitbewerbern zu unterscheiden und Innovationspotentiale zu erschließen. Da diese Zielsetzungen sowohl produktbezogen als auch technologiebezogen zu verstehen ist, wird diese Strategie nun als Differenzierungs- und Innovationsstrategie bezeichnet. Die ökologieorientierten Marktentwicklungsstrategie schließlich entspringt ebenso einer offensiven Ausrichtung und versucht die Rahmenbedingungen für das Unternehmen zu gestalten, die zur Entstehung und Vergrößerung der ökologieorientierten Wettbewerbsfelder führen. Da diese Strategie weit in die Sphäre der – oben dargestellten – ethischen Verantwortungsübernahme zur Stiftung gesellschaftlichen Nutzen und Legitimität für das Unternehmen hineinreicht wird sie folgend als Marktentwicklungs- und Legitimi-

tätsstrategie bezeichnet. Die in Abb. 4-3 mit strichlierten Pfeilen gekennzeichnete Abfolge der Umsetzung der Strategien erfolgt typischerweise von der Sicherungs- über die Effizienz- und Innovationsstrategie bis hin zur Marktentwicklungs- und Legitimitätsstrategie. Dies hängt mit Lern-, Organisations- und Entwicklungsprozessen zusammen, die nicht ohne weiteres – wenn auch im Einzelfall – übersprungen werden können. Zugleich schließen sich diese Strategien nicht aus, sondern beziehen sich aufeinander und werden von Unternehmen auch parallel verfolgt. So wird die ökologieorientierte Sicherungsstrategie zumeist als erste Strategie verfolgt, da sie dem vertrauten reaktiven Denkmuster am ehesten entspricht. Dies mag auch der Grund sein, dass sie noch vor der Effizienzstrategie in der unternehmerischen Praxis am häufigsten anzutreffen ist.1280 Die Differenzierungs- und Innovationsstrategie wird langfristig nur erfolgreich sein können, wenn die betrieblichen Prozesse ökonomisch-ökologisch effizient ausgelegt werden (Umsetzung der Effizienzstrategie). Umgekehrt eröffnen sich neue Differenzierungs-

1280

Vgl. Dyllick/Belz/Schneidewind 1997, S. 78. Den gleichen Eindruck konnte der Verfasser in der jüngeren Vergangenheit im Zusammenhang mit seiner Funktion als Umweltgutachter von Unternehmen gemäß EMAS-Verordnung gewinnen.

293 und Innovationspotentiale über den ökologischen Lebenszyklus, wenn eine günstige Kostenposition am Markt gegeben ist. Letztlich kann die Marktentwicklungs- und Legitimitätsstrategie als logische Fortsetzung der Differenzierungs- und Innovationsstrategie gesehen werden.

4.1.5.2 Corporate Sustainability als Bezugsrahmen für den Verbund ökologieorientierter Wettbewerbsstrategien und ethikbasierter Strategien der ökologischen Nachhaltigkeit

Strategiebezug und Strategieausrichtung werden für den Verbund aus ökologieorientierten Wettbewerbsstrategien und ethikbasierter Strategien der ökologischen Nachhaltigkeit, d.h. für die Typisierung von Corporate Sustainability-Strategien grundsätzlich beibehalten. Schließlich ist die betriebliche Umsetzung in Richtung ökologischer Nachhaltigkeit ebenso mit Forderungen aus dem Markt und aus dem gesellschaftlichen Umfeld verbunden (Strategiebezug (I) in Abb. 4-4). Statt der idealtypischen Trennung der Strategiebezüge „Staat/Politik und Öffentlichkeit“ und „Markt“ erfolgt eine „Unterscheidung mit Übergängen“ wie sie auch in der Praxis anzutreffen ist1281 und schon in Abb. 4-3. als schräge Linienführung zur Differenzierung der beiden Lenkungssystemgruppen zum Ausdruck kommt. Die Strategieausrichtungen „offensiv“ und „defensiv“ werden mittels „Übernahme ökologischer Verantwortung“ in ihren Ausprägungsformen (a) „Ökologische Verantwortungsbreite“ (Strategiebezug „Bilanzraum“) und (b) „Ökologische Verantwortungstiefe“ (Strategiebezug „Bilanztiefe – Ausmaß des Einbezuges externalisierter Effekte“ 1282) konkretisiert (siehe Abb. 4-4). ad (a) Ökologische Verantwortungsbreite: Eine ökologisch defensive Strategieausrichtung ist dadurch gekennzeichnet, dass sich Zielsetzungen und Maßnahmen vor allem auf das Innenverhältnis des Unternehmens („Umweltaspekte des Betriebsstandortes“ in Abb. 4-4) beziehen, während sich eine ökologisch offensive Strategieausrichtung in der Regel stärker auf das Außenverhältnis bezieht („Umweltaspekte des ökologischen Produktlebenszyklus“ in Abb. 4-4). ad (b) Ökologische Verantwortungstiefe: Bei Analyse und Ansatz von ökologischen Konsequenzen unternehmerischer Entscheidungen und Handlungen können internalisierte und externalisierte Effekte (hier: internalisierte und externalisierte Umwelt1281

1282

So erfolgt etwa sicherungsorientiertes Handeln auch gegenüber Kunden, die ökologische Forderungen erheben (Lenkungssystem Markt) oder werden ökologische Forderungen effizient umgesetzt, wenn dies etwa staatliche Vorgaben (Lenkungssystem Staat/Politik und Öffentlichkeit) erfordern. Im engeren Sinne sind hier unter externalisierten Effekten immer externalisierte Umweltwirkungen zu verstehen.

294 wirkungen) unterschieden werden. Internalisierte Umweltwirkungen sind jene, die im Rahmen der betrieblichen Entscheidungsfindung regelmäßig berücksichtigt werden und dies auch im betrieblichen (Umwelt-)Informationssystem bereits ihren Niederschlag gefunden hat. Für die Transparenz und damit die Steuerungsmöglichkeit internalisierter Umweltwirkungen sind diese im Rahmen eines Umweltkostenmanagements detailliert aufzuschlüsseln. Die Berücksichtigung bestimmter, bislang externalisierter Umweltwirkungen antizipiert die zukünftige Entwicklung und stellt eine Erweiterung des bisherigen Verantwortungsund Betrachtungshorizonts dar. Es verbleiben jene Umweltwirkungen externalisiert, die dem Unternehmen gemäß den Ausführungen in Kapitel 3.4.3 weder direkt noch indirekt zuzuordnen sind. Art und Ausmaß des Einbezugs externalisierter Umweltwirkungen werden durch unterschiedliche ökologische Verantwortungstiefen repräsentiert (Abb. 43 und folgende). Die entsprechend Abb. 4-3 und Abb.4-4 zunächst grobe – und weiter unten verfeinerte – Unterscheidung in die wettbewerbsstrategisch basierte und die ethikbasierte ökologische Verantwortungstiefe bezieht sich darauf, inwieweit durch betriebliche Handlungen und Entscheidungen verursachte externalisierte Umweltwirkungen auf Grundlage der jeweiligen Unternehmenspolitik in betriebliche Strategien und Entscheidungen einbezogen werden.

Abb. 4-4: Defensive und offensive Ausrichtung von ökologieorientierten Wettbewerbsstrategien und ethikbasierte Strategien der ökologischen Nachhaltigkeit (Quelle: eigene)

295 Die unternehmerischen Anstrengungen beziehen sich im Rahmen der ökologieorientierten Wettbewerbsstrategien nach A und nach C sowie der Strategien der selektiven ökologischen Nachhaltigkeit nach E1 und nach E2 per Definition in erster Linie auf die direkten Umweltaspekte. Da die indirekten Umweltaspekte bei den vier genannten Strategien ausgeblendet werden bzw. nur implizit berücksichtigt sind, werden sie – unter der Perspektive einer anzustrebenden ökologisch-kompatiblen nachhaltigen Wirtschaft – als selektive Strategien eingestuft. Bei den Strategien A, C, E1 und E2 handelt es sich gleichfalls um defensive Strategien, da sie sicherungs- bzw. effizienzorientiert 1283 ausgerichtet sind (dunkelgrau markierter Bereich in Abb. 4-4). Erst bei der Berücksichtung internalisierter und externalisierter Effekte über den gesamten ökologischen Produktlebenszyklus, wie dies bei den ökologieorientierten Wettbewerbsstrategien B und D sowie den Strategien der ganzheitlichen ökologischen Nachhaltigkeit F1 und F2 der Fall ist, kann von ganzheitlichen Strategien gesprochen werden. Zugleich können diese als offensive Strategien eingestuft werden (hellgrau markierter Bereich in Abb. 4-4). Eine Ambivalenz der angesprochenen Strategien ergibt sich über den Strategiebezug der zwei Gruppen gesellschaftlicher Lenkungssysteme. Verstärkte Forderungen und Erwartungen von Kunden nach umweltverträglicheren Produkten und Dienstleistungen (Lenkungssystem „Markt“) lassen ein Bedürfnispotential entstehen, aus dem ein chancenreicher Nachfragesog für den Anbieter resultiert („Ökologie-Pull-Wirkung“). Gegenüber diesen nachfrageinduzierten Einflüssen sind jene Faktoren zu unterscheiden, die durch die gesellschaftlichen Lenkungssysteme „Staat/ Politik“ und „Öffentlichkeit“ repräsentiert werden und die in erster Linie einen Internalisierungsdruck („ÖkologiePush-Wirkung“) ausüben (siehe Abb. 4-5). 1284 Gemeinsames Merkmal der Strategien A, B, E1 und F1 ist, dass sie sich auf den Markt i.w.S. beziehen, d.h. mit „Staat/Politik“ und „Öffentlichkeit“ auf die Rahmenbedingungen des Marktes, innerhalb der der Wettbewerb stattfindet und gesellschaftliche Verantwortung unterschiedlich akzentuiert wahrgenommen wird (siehe Abb. 4-4 und Abb. 4-5). Zugleich unterscheiden sich die genannten Strategien hinsichtlich ihrer Verhaltensausrichtung grundlegend: Im Rahmen der defensiven Strategien A und E1 werden etwa Umwelt- und Sicherheitsmanagementsysteme implementiert, deren vornehmliches Ziel es ist, bestehende Risken zu minimieren und die erbrachte (selektive) Nachhaltigkeitsleistung nach innen und nach außen zu kommunizieren. 1283

1284

In letzter Konsequenz wirkt auch die Effizienzstrategie strukturbewahrend und ist daher als defensive Strategie einzustufen (vgl. Huber 1996, S. 63 ff.). Ausführlich zu „Ökologie-Pull“ und „Ökologie-Push“ Meffert/Kirchgeorg 1998, S. 150 f.

296 Sicherungsstrategien (A, E1) können zwar zur Verlangsamung der ökologisch-nachhaltigen Entwicklung in Wirtschaft und Gesellschaft beitragen, aber nicht zu deren Umkehr. 1285 Im Rahmen der offensiven Strategien B und F1 werden Maßnahmen ergriffen mit dem Ziel der Förderung und Beschleunigung der ökologisch-nachhaltigen Entwicklung. Eine besondere Rolle spielt hierbei der ökologische Produktlebenszyklus als Gestaltungsobjekt. In diesem Zusammenhang sind etwa Umwelt-, Qualitäts-, Sicherheits- und Kostenmanagementsysteme weiter auszubauen und in das General Management zu integrieren, um den gestiegenen Anforderungen gerecht zu werden.

Abb. 4-5: Ökologische Druck- und Sogwirkung auf das Unternehmen durch lenkungssystemspezifische Forderungen und Erwartungen von Anspruchsgruppen (Quelle: eigene)

Gemeinsames Merkmal der Strategien C, D, E2 und F2 ist der Bezug zum Markt im engeren Sinn, auch wenn hier wieder unterschiedliche Motive vorherrschen: Die Strategien C und E2 dienen der „effizienten“ Bewältigung („defensive Ausrichtung“) der (vor allem) marktlichen Anforderungen und die Strategien D und F2 dienen der „innovativen“ Bewältigung dieser Anforderungen („offensive Ausrichtung“). Soweit die Anstrengungen nach mehr Wirtschaftlichkeit mit einer verringerten Inanspruchnahme von freien Umweltgütern einhergehen, stehen entsprechende wettbewerbsbezogene Effizienzstrategien und ethikbasierte Strategien der selektiven ökologischen Nachhaltigkeit in einem komplementären Verhältnis zueinander. So kann ein 1285

Zur Umkehr der ökologisch-nachhaltigen Entwicklung in Wirtschaft und Gesellschaft würden Strategien zur Abwehr ökologischer Forderungen beitragen, die aber per Definition aus dem Bezugsrahmen der unternehmerischen Nachhaltigkeit ausgeschlossen wurden.

297 Unternehmen durch frühzeitige Internalisierung von ökologischen Risken und negativen Umweltwirkungen Kosten-, Differenzierungs- oder andere spezifische Wettbewerbsvorteile erlangen und zugleich ökologische Forderungen von Anrainern oder anderen gesellschaftlichen Anspruchsgruppen erfüllen, denen sich das Unternehmen – etwa als zentraler Akteur der Lokalen Agenda 21 – verpflichtet fühlt.

Abb. 4-6: Ökologisch nachhaltige Ausrichtung bei ökologieorientierten Wettbewerbsstrategien und ethikbasierten Strategien (Quelle: eigene)

Wie diese beispielhafte Schilderung zeigt, kann die ökologische Internalisierung bislang externalisierter Umweltwirkungen nicht nur aus ökologisch-nachhaltigkeitsbezogenen (ethischen) Motiven geboten erscheinen, sondern kann auch im Rahmen von ökologieorientierten Wettbewerbsstrategien zweckmäßig sein. In Abb. 4-6 wird diese beispielhaft dargestellte Komplementarität der Strategien E2 und C als graue Schnittmenge dieser Strategien gezeigt. Bei E1 und A, F1 und B sowie F2 und D handelt es sich um Komplementaritäten von anderen wettbewerbsstrategischen Internalisierungserfordernissen mit anderen (ethisch basierten) ökologisch-nachhaltigen Internalisierungserfordernissen. Alle diese Zielharmonien betreffen insbesondere jene externalisierten Umweltwirkungen, deren ökonomische Internalisierung bereits erfolgt ist, deren ökologische Internalisierung jedoch bislang nicht oder nicht ausreichend betrieben wurde.

298 Die ökologisch-nachhaltige Strategieausrichtung wird von der Leitidee bzw. dem Kern der ökologischen Nachhaltigkeit, der ökologischen Kompatibilität geprägt. 1286 Nur eine solche Strategieausrichtung repräsentiert die Vision grundlegend neuer Pfade der Technik-, Produkt- und Marktentwicklung. Werden ökologische Forderungen aus den Lenkungssystemen wettbewerbsstrategisch, also ausschließlich ökonomisch determiniert aufgearbeitet, so können die abgeleiteten Strategien ökologisch nur so weit und tief erfolgreich sein als dies der Markt unter den geltenden Rahmenbedingungen zulässt. Auf der anderen Seite muss mittels der marktbezogenen Strategien ein Unternehmenswert geschaffen werden, um ökonomisch überleben und damit einen Beitrag in Richtung ökologische Nachhaltigkeit erbringen zu können.1287 Mit anderen Worten: Unternehmen, deren Strategien nicht auf den Markt bzw. nicht auf die Schaffung von Wert ausgerichtet sind („schlechte ökonomische Performance“), können per Definition nicht nachhaltig sein. Können mittels ethisch basierten ökologisch-nachhaltigen Internalisierungsschritten nicht zugleich ökonomische Werte und Potentiale ausgeschöpft, gesichert, gepflegt oder aufgebaut werden, so begründet die Übernahme ökologisch-ethischer Verantwortung die ökologisch-deklaratorische Internalisierung: Diese umfasst typischerweise eine (erste) Bestandsaufnahme (Erfassung, Abbildung, Bewertung) von Umweltwirkungen in einer Form, die von Behörden bzw. Verwaltungsorganen und marktlichen Anspruchsgruppen quantitativ und/oder qualitativ (noch) nicht gefordert werden, sich jedoch bereits als Anliegen in der Emergenz- oder Aufschwungphase befinden1288 und somit bereits in der Öffentlichkeit vorgebracht und diskutiert werden.1289 Die relevanten Umweltdaten gilt es bezugsgruppenspezifisch zu aggregieren und im Innen- und im Außenverhältnis des Unternehmens zur Diskussion zu stellen. Nach außen werden diese Informationen mittels der (selbstverpflichteten) Umwelt- oder Nachhaltigkeitsberichterstattung kommuniziert und weisen damit einen deklarativen Charakter auf. Die zugrundeliegende Motivation ist nicht das Verdrängen oder Verdunkeln von noch nicht verstandenen ökologischen Problemen, sondern ihre frühzeitige Identifizierung und Unterstützung im Hinblick auf ein umfassendes Aufgreifen von Umweltwirkungsphänomenen. Im Innenverhältnis dienen diese Umweltinformationen zunächst nur zur 1286

1287

1288 1289

Zur den Leitideen und grundlegende Managementstrategien der ökologischen Nachhaltigkeit siehe Kapitel 2.3.2. Das Ausschöpfen ökonomischer Erfolgspotentiale ermöglicht es dem Unternehmen zumindest (ethisch basiertes) ökologisch-nachhaltiges Gedankengut in Teilaspekten umzusetzen, wenn eine durchgängige ökologische Internalisierung die ökonomische Performance zu stark beeinträchtigt. Ausführlich hierzu Meffert/Kirchgeorg 1998, S. 98 f. Als ein diesbezüglich positives Beispiel kann ein international tätiger Eisen- und Stahlproduzent mit Sitz in Linz genannt werden, der sich zu einem Zeitpunkt mit der Bestandsaufnahme von Feinstaubemissionen (PM10, PM4 und in jüngster Vergangenheit PM2,5) aus seinen Produktionsanlagen befasst hat als die (fach)öffentliche Diskussion noch in einem frühen Stadium war und noch keine spezifischen behördlichen Auflagen in Bezug auf Feinstäube bestanden haben (vgl. Sigmund 2006).

299 ökologischen Sensibilisierung. Früher oder später kann ein Umweltindikator (in modifizierter Form) als operative oder strategische Steuerungsgröße Verwendung finden, womit zur deklarativen Eigenschaft des Umweltindikator die Steuerungseigenschaft hinzutritt. 1290 Unterschieden werden kann die selektive ökologisch-deklaratorische Internalisierung und die ganzheitliche ökologisch-deklaratorische Internalisierung. Die selektive ökologisch-deklaratorische Internalisierung umfasst die Abbildung und Bewertung von direkt verursachten, d.h. standortbezogener Umweltwirkungen und Maßnahmen des Umweltschutzes sowie die bezugsgruppenspezifische Bereitstellung von Informationen nach außen. Die ganzheitliche ökologisch-deklaratorische Internalisierung umfasst die Abbildung und Bewertung von direkt und indirekt verursachten, d.h. lebenszyklusweiten Umweltwirkungen und Maßnahmen des Umweltschutzes sowie die entsprechende Informationsbereitstellung nach außen. Mittels isolierter Maßnahmen der ökologisch-ethischen Selbstverpflichtung können lediglich punktuelle Erfolge erzielt werden. Neben der laufenden Anpassung der ökologischen Rahmenbedingungen durch den Staat scheint daher einzig die Verknüpfung von ökologisch-wettbewerbsstrategischen Anstrengungen und ökologisch-ethischer Selbstverpflichtung das erfolgreiche Beschreiten des Entwicklungspfades „Ökologische Nachhaltigkeit“ zu gewährleisten. Die ökologisch-wettbewerbsstrategisch basierte Internalisierung bildet die ökonomische Grundlage für die normativ-kritisch (ethisch) basierte, ökologische Internalisierungsschritte des Managements. Die diesbezügliche Verknüpfung der Strategiegruppen A und E1, C und E2, B und F1 sowie D und F2 (Abb. 4-6) ergibt vier Strategietypen der unternehmerischen Nachhaltigkeit, wie sie in Abb. 4-7 dargestellt sind und folgend skizziert werden.1291 Es wird vorausgeschickt, dass dem Verständnis der gegenständlichen Strategien das Konzept der „kritischen ökologischen Nachhaltigkeit“ zugrunde gelegt wird. ad I) Corporate Sustainability-Strategie der Standortsicherung: Hier gilt es Standorte, Technologien, Prozesse und Produkte vor allem gegenüber Staat/Politik und Öffentlichkeit abzusichern und umweltethische Verantwortung wahrzunehmen, indem umfassende Umwelt- und Sicherheitsmanagementsysteme – wie etwa „Responsible 1290

1291

Umweltwirkungs- und/oder rückstandsbezogene Kennzahlen werden inzwischen in Kennzahlensystemen wie etwa in der „Sustainability Balanced Scorecard“ erfolgreich angewendet. Dieses um Nachhaltigkeitsaspekte erweiterte Instrument des strategischen Managements („Balanced Scorecard“) hat sich in der jüngsten Vergangenheit als besonders geeignetes Instrument für die Umsetzung von Nachhaltigkeit herauskristallisiert. Siehe hierzu die Fallstudien und Praxiserfahrungen in Schaltegger/Dyllick 2002, S. 149 ff. Es wird angemerkt, dass dem Verständnis der Nachhaltigkeitsstrategien das Konzept der „kritischen ökologischen Nachhaltigkeit“ zugrunde liegt (siehe hierzu Kapitel 2.3.1).

300 Care“ 1292 im Bereich der chemischen Industrie – eingeführt und gepflegt werden. Eine im Sinne eines Beitrages zur Herstellung der selektiven ökologischen Nachhaltigkeit1293 glaubhafte CS-Strategie verpflichtet zur ökologisch-deklaratorischen Internalisierung der standortspezifischen Umweltwirkungen (standortbezogene Umwelteinwirkungen und -auswirkungen) sowie zur Darlegung der Umweltziele und des Umweltprogramms sowie der erbrachten Umweltleistung.

Abb. 4-7: Corporate Sustainability-Strategien als Verbund ökologieorientierter Wettbewerbsstrategien und ethikbasierter Strategien der ökologischen Nachhaltigkeit (Quelle: eigene)

ad III) Corporate Sustainability-Strategie der Effizienzverbesserung: Zu den ersten Aufgaben gehört die Ausschöpfung von Kosteneinsparungspotentialen in der ökonomischökologischen Schnittmenge. Diese Anstrengungen nach mehr Wirtschaftlichkeit umfassen zum einen die materiellen Güter (Wirtschaftsgüter der künstlichen Umwelt und Umweltgüter als Wirtschaftsgüter), um die Kostenposition im Wettbewerb zu verbessern und zum anderen die freien Umweltgüter, um das Verhältnis zwischen

1292

1293

Responsible Care („Verantwortliches Handeln“) ist eine internationale Initiative der Chemischen Industrie, die 1984 von der Canadian Chemical Producers Association (CCPA) ausgegangen ist und einige Jahre später vom europäischen Chemieverband mit der Zielsetzung übernommen wurde, das Programm in allen nationalen Chemieverbänden Europas zu implementieren. Die Initiative steht für das Vorhaben der beteiligten Unternehmen unabhängig von gesetzlichen Auflagen eine ständige Verbesserung der Bedingungen für den Schutz von Gesundheit und Umwelt sowie für die Sicherheit von Mitarbeitern und der Nachbarschaft anzustreben und dies auch regelmäßig öffentlich zu kommunizieren (ausführlich hierzu unter http://www.responsiblecare.org). Der Begriff „selektiv“ bedeutet, dass sich die unternehmerischen Bemühungen um ökologische Nachhaltigkeit (idealtypisch) lediglich auf die direkten Umweltaspekte beziehen.

301 erwünschtem Output und den hierfür in Anspruch genommenen Kapazitäten der natürlichen Umwelt effizienter zu gestalten. Auch wenn diese Bemühungen einen gewissen Beitrag in Richtung ökologische Nachhaltigkeit leisten, so verzögert die Effizienzstrategie in letzter Konsequenz nur die Entwicklung jener Technologie, Wirtschaft und Gesellschaft, die durch die ökologische Kompatibilität anthropogener Stoffströme charakterisiert sind1294. Deshalb gehört sie – gemeinsam mit der Corporate Sustainability-Strategie der Standortsicherung – zum defensiven Typus der CS-Strategien. Der selektive Charakter dieser Corporate Sustainability-Strategie wird durch die – empirisch immer wieder beobachtbare – Befassung mit Effizienzsteigerung in rein innerbetrieblichem Kontext verdeutlicht. Gegenüber den auf den gesamten ökologischen Produktlebenszyklus ausgerichteten Corporate Sustainability-Strategien (CS-Strategie der Lebenszyklusinnovation und CS-Strategie der Marktund Legitimitätsentwicklung) handelt es sich bei der CS-Strategie der Effizienzverbesserung daher um eine die beiden genannten CS-Strategien „begleitende“ (Neben-)Strategie. Damit treten die CS-Strategie der Lebenszyklusinnovation und die CS-Strategie der Markt- und Legitimitätsentwicklung als offensive und ganzheitliche Lösungsansätze für eine nachhaltigkeitskonforme Technik-, Produkt- und Marktentwicklung in den Vordergrund. ad IV) Corporate Sustainability-Strategie der Lebenszyklusinnovation: Ziel dieser Strategie ist die Erschließung von ökologisch-ökonomischen Innovationspotentialen am Markt, wobei über den gesamten ökologischen Produktlebenszyklus auszuleuchten ist. Die Notwendigkeit einer ganzheitlichen Betrachtung kann mit den in vielen Branchen zu beobachtenden Veränderungen der Hauptphasen des Produktebenszyklus begründet werden. Die steigende Nachfrage von Kunde nach neuen Anwendungen und neue technologische Entwicklungen führen zu ständig kürzer werdenden Marktzyklen (Nutzungsphasen) bei steigender Entwicklungszeit für neue Produkte.1295 Als Beispiel kann die Computerbranche genannt werden, wo sich die Nutzungsphasen der vermarkteten Hardware stetig verkürzen. Im gleichen Ausmaß wie die Hardware nach kurzer Nutzung durch eine neue ersetzt wird, steigt der Entsorgungsaufwand durch Anfall von Elektronikschrott. Hier kann die Identifikation spezifischer lebenszyklus1294

1295

Die Effizienzstrategie ist zwar als Strategieoption der ökologischen Nachhaltigkeit in einer Übergangszeit unverzichtbar, da sie kurzfristig aktiviert werden kann und über wenige Jahrzehnte technisch-organisatorische Potentiale auszuschöpfen vermag. Sie ist aber (isoliert) nur ansatzweise imstande, die bestehenden Kernprobleme einer nicht-nachhaltigen Beanspruchung der Öko- und der Techno-Ökosphäre zu lösen (siehe hierzu auch Dyckhoff 2000, S. 85 und Huber 1996, S. 63 ff.). Vgl. Kralj 1999, S. 227.

302 bezogener Umweltkosten in Verbindung mit der Anwendung neuer Technologien („technology push“) innovative Produkt- und Dienstleistungsangebote hervorbringen 1296, die zur Vermeidung oder Verminderung von externalisierten Umweltwirkungen in den Produktlebensphasen Nutzung (Energieverbrauch) und Recycling/ Entsorgung (alternative Zusammensetzung der Materialien, neue Prozesstechnologien) führen. 1297 ad II) Corporate Sustainability-Strategie der Markt- und Legitimitätsentwicklung: Ziel dieser Strategie ist die Unterstützung und Ausweitung der ökologisch-nachhaltigen Entwicklung durch eine produktbezogene Berichterstattung in Kombination mit einer aktiven Mitgestaltung der entsprechenden Rahmenbedingungen. Anders als bei der CSStrategie der Lebenszyklusinnovation geht es hier nicht nur um die Gestaltung der Produkte und Dienstleistungen im engeren Sinn (Strategiebezug „Markt“), sondern im gleichen Maße um die Mitgestaltung der ökologisch-ökonomischen Rahmenbedingungen (Strategiebezug „Öffentlichkeit und Politik/Staat“) zur Unterstützung nachhaltiger Produktlösungen und zur Verbreiterung entsprechender Märkte. Ausgangspunkt für Unternehmen können die negativen Umweltwirkungen einer Branche sein, wobei sich die beabsichtigten Veränderungen der Rahmenbedingungen zunächst auf die Branche beziehen. Im Sinne einer ganzheitlichen Sichtweise von Nachhaltigkeit muss aber darüber hinaus dem Gedankengut des ökologischen Produktlebenszyklus Rechnung getragen werden. Auch wenn solche strukturverändernden

Initiativen typischerweise nicht von Unternehmen aufgegriffen und umgesetzt werden, so bestehen unterschiedliche Möglichkeiten für die Teilnahme an solchen Aktivitäten. Sie reichen von der Mitwirkung an der frühzeitigen und umfassenden Aufklärung gesundheitlicher und ökologischer Probleme über Maßnahmen der Öffentlichkeits- und Politikentwicklung 1298 bis zu einer produktbezogenen Nachhaltigkeitsberichterstattung. Die Erforschung umweltbelastender und -schädigender Wirkungen gestaltet sich oft schwierig, da diese unterschiedlichste Eigenschaften haben1299 und durch mehrere Faktoren ausgelöst werden können. Es müssen daher Forschungsergebnisse unter1296

1297

1298

1299

Auf die wettbewerbsstrategischen Vor- und Nachteile umweltorientierter Pionierstrategien sowie auf Fragen des richtigen Timings wird hier nicht eingegangen (ausführlich hierzu etwa Böttger 1996). Eine Vielzahl von Initiativen, die nicht nur auf die Optimierung von betrieblichen und überbetrieblichen Prozessabläufen abzielen, sondern auch auf die Förderung von Innovation im ökologischen Kontext, sind beispielsweise das PIUS-Netzwerk Deutschland (http://www.pius-info.de) und die Prepare-Österreich-Initiative (http://www.prepare.at). Den Unternehmen und Wirtschaftsverbänden sind die Strategien der Politikentwicklung durchaus vertraut. Sie bringen ihren Einfluss in der Politik jedoch regelmäßig zur Geltung, indem sie die (ökologisch) nachhaltige Entwicklung verlangsamen oder blockieren, anstatt von der Politik weit reichende strategische Anreize („Sustainability Incentives“) für eine unternehmerische Nachhaltigkeit zu fordern. Siehe hierzu die Ausführungen in Kapitel 2.4.2.1.3.

303 schiedlicher Disziplinen zusammengetragen werden, bevor Schlussfolgerungen für die Verbesserung von Produktionsprozessen und Produkten gezogen werden können. Umweltprobleme einer Branche lassen sich durch Kooperationen mit Unternehmen der gleichen Branche oder dem Branchenverband in der Regel besser lösen.1300 Dies ist auch zweckmäßig wenn das einzelne Unternehmen nicht über ausreichende finanzielle oder technische Ressourcen verfügt. Zur Identifikation, Abbildung und Bewertung von produktbezogenen Umweltwirkungen sind wieder vertikale Kooperationen, d.h. Kooperationen mit Unternehmen in Vor- oder Nachstufen unumgänglich. Unternehmen können sich mit solchen Aktivitäten Wettbewerbsvorteile verschaffen, indem sie sich frühzeitig ein Wettbewerbsfeld schaffen oder in einem Wettbewerbsfeld Positionen besetzen, ausbauen und absichern, was für Folger in der Regel nur mit höheren sekundären Marktwiderständen und höheren Kosten möglich ist. Zugleich können sich Unternehmen gerade durch Kooperationen mit politischen und öffentlichen Anspruchsgruppen Erfolgspotentiale in Form von Legitimität und Glaubwürdigkeit aufbauen und pflegen, über die sie systembedingt nur begrenzt verfügen. Gegenüber den Kunden kann die Akzeptanz durch eine systematische produktbezogene Berichterstattung erhöht werden, die neben ökologischen auch gesundheitliche und andere, für Kunden relevante Informationen bereitstellt. Eine besondere Vertrauensbasis bei den Anspruchsgruppen wird – ethisch motiviert – durch die Bereitstellung von Informationen geschaffen, die über die gesetzlichen Vorgaben hinaus von gesellschaftlichem Interesse sind.

4.2

Zweckadäquate Umwelt(kosten)ansätze zur Umsetzung von Corporate Sustainability-Strategien

In Kapitel 3.1 wurde gezeigt, dass die sich herausgebildete Aufgabenteilung des externen und des interne Rechnungswesens (Aufgabenbereiche „Rechnungslegung“ und „Unternehmenssteuerung“) auch für das umweltbezogen adaptierte und erweiterte Rechnungswesen zweckmäßig ist. Diesbezüglich dienen die Umweltrechnungslegung und die Nachhaltigkeitsberichterstattung zur Befriedigung externer Ansprüche, Umweltkostenmanagement und Umweltkostenrechnung dienen dem Zweck der Unternehmenssteuerung. Zur Erfüllung dieser Aufgaben stellen sich spezifische Aufgaben der Bewertung. Im Rahmen der Umweltrechnungslegung sind betriebliche Umweltleistungen 1301 und betriebliche Umweltwirkungen mit dem Ziel ihrer Darlegung und 1300 1301

Vgl. Dyllick/Belz/Schneidewind 1997, S. 172. Zum Begriff der Umweltleistung siehe Kapitel 3.3.1.

304 Verdeutlichung nach außen zu bewerten. Für das (interne) Umweltkostenmanagement und die Umweltkostenrechnung steht die Bewertung des Wertverzehrs zum Zwecke der der betrieblichen Planung, Kontrolle und Dokumentation im Vordergrund. 1302 Für die auf Effizienz und Innovation gerichtete Unternehmensführung hat das interne umweltbezogene Rechnungswesen Informationen bereitzustellen. Aufgabe des externen umweltbezogenen Rechnungswesens ist es, auf Grundlage der Forderungen von „Staat/Politik“ und „Öffentlichkeit“ Informationen für die Rechnungslegung bzw. (freiwillige) Berichterstattung bereitzustellen und diese zu kommunizieren. Ziele und Aufgaben der – in Kapitel 4.1.5 herausgearbeiteten – Corporate Sustainability-Strategien finden ihre Entsprechung auch in den jeweiligen Zielen und Aufgaben des externen und internen Rechnungswesens. So erfolgt im Rahmen der Umsetzung der CS-Strategien I und II die (verpflichtete) Umweltrechnungslegung und die (freiwillige) Umweltberichterstattung, die an der Sicherung von Standorten, Technologien und Produkten sowie an der Markt- und Legitimitätsentwicklung ausgerichtet ist (dunkelgrau markierter Bereich in Abb. 4-8). Dazu muss angemerkt werden, dass beiden Strategietypen ein erweitertes Wettbewerbs- und Verantwortungsverständnis zugrunde liegt, das neben dem Markt die Lenkungssysteme Öffentlichkeit und Politik einbezieht. Ziele und Aufgaben der Unternehmenssteuerung sind ein integraler Bestandteil der CSStrategie der Effizienzverbesserung und der CS-Strategie der Lebenszyklusinnovation (Strategie III und IV als hellgrau markierter Bereich in Abb. 4-8). Gemäß den Ausführungen in den Kapiteln 2.4.4.1 und Kapitel 2.4.4.2 lässt sich die Bestimmung von Umweltkosten grob in drei Phasen gliedern: (1) Festlegen des Zwecks der Bestimmung von Umweltkosten, (2) Bestimmung des Mengengerüsts der Umweltkosten bzw. der betrieblichen Umweltwirkungen (einschließlich zeitlicher und sachlicher Abgrenzung bzw. räumlicher Abgrenzung) und (3) Bewertung des erhobenen Mengengerüsts. ad (1) Da es Aufgabe eines effektiven Umweltkostenmanagements ist, Entscheidungen vorzubereiten und zu unterstützen, muss zunächst von den Entscheidungsträgern der Zweck der Bestimmung von Umweltkosten festgelegt werden. Hier wird von jenen Zwecken ausgegangen, die mit der Umsetzung der – in Abb. 4-8 dargestellten Strategien – verbunden sind. 1303 Ausgangspunkt für die Bestimmung zweckadäquater Umweltkosten ist daher die Wahl der strategischen Optionen zur Zielerreichung im 1302 1303

Zu unterschiedlichen Ansätzen und Definitionen von Umweltkosten siehe Kapitel 3.4.4. Umweltkosten auch für andere Zwecksetzungen bestimmt werden. Siehe hierzu ausführlich Günther 1999, S. 4 ff.

305 Umweltschutz bzw. in der (ökologischen) Nachhaltigkeit. Die strategischen Optionen werden hier durch den in Kapitel 4.1 entworfenen Bezugsrahmen und die dargestellten vier Typen der Corporate Sustainability-Strategien begrenzt. Mit der Wahl der Corporate Sustainability-Strategien sind das zu bewertende Zielobjekt („Bilanzweite“ Betrieb oder Produkt), der Strategiebezug (Art der Bearbeitung ökologischer Forderungen von Anspruchsgruppen gesellschaftlicher Lenkungssysteme) sowie das Internalisierungsausmaß („Bilanztiefe“) festgelegt 1304.

Abb. 4-8: Bezug des internen und externen umweltbezogenen Rechnungswesens zu Corporate Sustainability-Strategien (Quelle: eigene)

ad (2) Internalisierte Effekte sind zeitlich und sachlich abzugrenzen (Überleitung von Aufwendungen in Kosten). Soweit dem Betrieb zuzuordnende reale Kostenbestandteile in Form von Stoff- oder Energieströmen nicht bereits im Zuge der zeitlichen und sachlichen Abgrenzung mengenmäßig erfasst werden, hat dies im Rahmen der Bestimmung des Mengengerüstes der Umweltwirkungen zu geschehen. Für diese Aufgabe ist zunächst der zu betrachtende Bilanzraum, d.h. die Systemgrenze festzulegen. Die dabei zu treffende Auswahl relevanter Prozesse ist methodisch der Ansatzproblematik zuzuordnen. Gemeinsam mit der Abgrenzung der jeweiligen Zielobjekte (Prozess, Betrieb, Produkt) sowie durch andere strategiebezogene Festlegungen findet schon hier in der 1304

Die Internalisierungsausmaß liegt durch die Festlegung auf Corporate Sustainability-Strategien über dem wettbewerbsstrategisch zweckmäßigen Ausmaß.

306 Phase der Bestimmung des Mengengerüsts der Umweltkosten eine implizite Bewertung statt. 1305 Für die zweckdienliche Erfassung der Stoff- und Energieflüsse der Zielobjekte eignet sich das Instrumentarium der Umweltbilanzierung (Prozess, Betrieb) bzw. der schadschöpfungsorientierten Lebenszyklusrechnung. 1306 (3) Die Art der Bewertung des Mengengerüsts ist vom gewählten Ansatz der Umweltkosten abhängig. So erfolgt etwa die Bewertung von internalisierten Effekten monetär. Die Bewertung von externalisierten Effekten erfolgt nach Zweckmäßigkeit monetär und/oder nicht-monetär. Einen Überblick über die für Umsetzung der Corporate-Sustainability-Strategien zweckmäßigen standort- und lebenszyklusbezogenen Umweltkosten- und Umweltwirkungs-

ansätze gibt Abb. 4-9. Ansätze wie die Umweltschutzkosten sind zwar allen Zwecken zugeordnet, sie sind jedoch je nach Strategiebezug unterschiedlich zu interpretieren bzw. nehmen einen unterschiedlichen Stellenwert ein. So etwa ist die Abgrenzung und der explizite Ausweis von Kosten für den „Integrierten Umweltschutz“ (als Teil der gesamten Umweltschutzkosten) 1307 – und der damit zusammenhängende administrative Aufwand – im Rahmen der CS-Strategie der Effizienzverbesserung nicht erforderlich, vielmehr sind alle relevanten Kosten verursachungsgerecht zuzuordnen, um rationale Unternehmensentscheidungen im Sinne dieser Strategie zu ermöglichen. Im Rahmen einer freiwilligen Umweltberichterstattung ist der Ausweis der gesamten Umweltschutzkosten für das Unternehmen jedoch von Bedeutung, da sie von ihren externen umweltorientierten Anspruchsgruppen als ökologisch „gute“ Kosten interpretiert werden.

Interne Umweltwirkungskosten stellen für jeder Nachhaltigkeitsstrategie zu minimierende Größen dar, wobei sie auch in den Material- und Energieverlustekosten enthalten sind. Der Ausweis von MEV-Kosten eignet sich aufgrund des – durch den komplexen Hintergrund – erforderlichen Erklärungsbedarfes sowie seiner eingeschränkten Aussagekraft hinsichtlich der erbrachten Umweltleistung nicht für die Zwecke der Umweltberichterstattung, jedoch in besonderer Weise für die Zwecke der strategischen Unternehmenssteuerung (effiziente Gestaltung des Material- und Energieeinsatzes). Durch Ausweitung des MEV-Kostenansatzes zum Unwertkostenansatz 1308 kann letzterer für die nachhaltigkeitsorientierte strategische Steuerung auf der betrieblichen

1305

1306 1307 1308

Zum Einfluss auf die Bewertung durch die Zurechnung von Stoff- und Energieflüssen in Ökobilanzen vgl. Prammer 1995, S. 391. Siehe dazu auch die Ausführungen in Kapitel 2.4.4.1.3.2. Siehe hierzu Kapitel 2.4.4.1.2. Siehe hierzu Kapitel 4.2.1.1, Punkt (1), (b). Zum Unwertkostenansatz siehe die Ausführungen in Kapitel 3.4.4.4.

307 Ebene sowie in Netzwerken (Produktions-Reduktions-Netzwerk 1309, industrielles Verwertungsnetz, Branchenverbund, Kooperation über den ökologischen Produktlebenszyklus) sinnvoll genutzt werden.

Abb. 4-9: Corporate Sustainability-Strategien und zweckadäquate Umwelt(kosten)ansätze (Quelle: eigene) 1310

1309 1310

Vgl. Malinsky/Prammer 2005, S. 365 ff. Die standort- bzw. lebenszyklusbezogenen Umwelteinwirkungen und -auswirkungen werden hier vereinfachend unter dem Begriff der Umwelt(kosten)ansätze subsummiert.

308 Der Ausweis externer Umweltwirkungskosten ist – auch im Zusammenhang mit den MEV-Kosten – ein machbares und sinnvolles Unterfangen. Die in Kapitel 2.4.4.2.1 erörterten Grenzen bleiben jedoch zunächst bestehen. Für die Zwecke der im Rahmen der CS-Strategie I vorgesehenen standortbezogenen Berichterstattung ist der Schadenskostenansatz (gerade noch) sinnvoll, auch wenn die Bewertungsmethode etwa hinsichtlich der Erfüllung der Kriterien Vollständigkeit und Nachvollziehbarkeit kritisch zu sehen ist. Für die Zwecke der im Rahmen der CS-Strategie II vorgesehen produktbezogenen Berichterstattung scheint der Ansatz jedoch nicht (mehr) geeignet zu sein. Für die Zwecke der Unternehmenssteuerung (CS-Strategie III und CS-Strategie IV) und damit für die interne Verwendung der Kosteninformationen ist unter wettbewerbsstrategischen Gesichtspunkten der Vermeidungskostenansatz zweckdienlich, unter ethischen Gesichtspunkten ist der Schadenskostenansatz vorzuziehen. Umwelteinwirkungen und Umweltauswirkungen stellen für alle CS-Strategien zu minimierende Größen dar. Sie stellen zum einen reale Bestandteile von Umweltkosten dar (Mengengerüst interner und externer Umweltwirkungskosten), zugleich aber bilden sie Umwelt-Indikatoren auf Sachebene (Umwelteinwirkungen) und auf Wirkungsebene (Umweltauswirkungen). Mit der Auswahl und Modellbildung von Umwelteinwirkungen (Sachebene) ist bereits eine implizite ökologische Bewertung verbunden. In Würdigung der im Jahr 2003 vom Europäisches Parlament und dem Rat beschlossenen Modernisierungsrichtlinie1311 werden in den folgenden zwei Unterkapiteln die in Abb. 4-9 dargestellten Umweltkosten- und Umweltwirkungsansätze im Hinblick auf ihre Zweckmäßigkeit und Abbildungsleistung für die CS-Strategie I (Standortsicherung) und die CS-Strategie II (Markt- und Legitimitätsentwicklung) weitergehend erörtert und beurteilt. Damit soll die Bedeutung dieser vom integrierten Umweltkostenmanagement bereitgestellten Kosteninformationen für die freiwillige Umwelt- und Nachhaltigkeitsberichterstattung hervorgehoben werden.

4.2.1 Corporate Sustainability-Strategie der Standortsicherung und zweckadäquate Umwelt(kosten)ansätze

Die Umwelt(kosten)ansätze dieser unternehmerischen Nachhaltigkeitsstrategie leiten sich aus den Zwecken der Standortsicherung ab, die in erster Linie von staatlichen Vorgaben und Forderungen der Öffentlichkeit bestimmt wird. Das Spektrum dieser standortbezogenen Ansätze reicht von wettbewerbsstrategisch basierten (Umweltschutz-

1311

EU 2003a.

309 kosten, interne Umweltwirkungskosten, Umwelteinwirkungen) bis zu ethisch basierten (externe Umweltwirkungskosten, Umweltauswirkungen) Ansätzen (Abb. 4-9). Die standortbezogenen Umwelteinwirkungen bilden in mehrfacher Hinsicht eine Handlungs- bzw. Berechnungsgrundlage: Zum einen sind sie unmittelbar Gegenstand von standortbezogenen Handlungspflichten wie etwa bei Emissionsbeschränkungen auf Basis politisch-rechtlicher Vorgaben und stellen das Mengengerüst für einen Teil der internen Umweltwirkungskosten dar (wettbewerbsstrategisch-sicherungsorientierte „Kostentiefe“), zum anderen bilden sie das Mengengerüst für die externen Umweltwirkungskosten sowie die Berechnungsgrundlage für die standortbezogenen Umweltauswirkungen (ethisch basierte „Kostentiefe“). Insofern bilden sie eine Brücke (Abb. 4-9: hellgraue Markierung Feld I) zwischen einer der ökologischen Nachhaltigkeit verpflichteten CS-Strategie (Abb. 4-9: dunkelgraue Markierung Feld I) und der ökologisch nachhaltigkeitsorientierten Unternehmensstrategie (Abb. 4-9: weiße und graue Markierung Feld I) unter Standort- und Kostenperspektive. Für jede Art des Güterverzehrs muss das System, dessen Güterverzehr betrachtet wird, abgegrenzt sein. So ist für die Umsetzung einer der ökologischen Nachhaltigkeit

verpflichteten Unternehmensstrategie die Anwendung des erweiterten ökologischen Betriebsbegriffes verbindlich, wie er in Form der Kernbilanz in Kapitel 2.4.4.1.2.1 erläutert wurde. Gilt es doch der breiteren ökologischen Verantwortung Rechnung zu tragen. Für die Umsetzung einer ökologisch nachhaltigkeitsorientierten Unternehmensstrategie ist es jedoch ausreichend, den im Sinne der (klassischen) Produktions- und Kostentheorie festgelegten, engen ökologischen Betriebsbegriff zur Anwendung zu bringen. Der Kostenansatz „standortbezogene Umwelteinwirkungen“ findet damit einen zweckadäquat unterschiedlich breiten Einsatz.

4.2.1.1 Umwelt(kosten)ansätze der wettbewerbsstrategisch basierten Internalisierung

Im Rahmen einer nachhaltigkeitsorientierten Unternehmensstrategie (Abb. 4-9: weiße und hellgraue Markierung Feld I) liefert der Ansatz von (1) standortbezogenen Umweltschutzkosten, von (2) standortbezogenen internen Umweltwirkungskosten und von (3) standortbezogenen Umwelteinwirkungen zweckmäßige Kosten- bzw. Umweltwirkungsinformationen. Gemäß Strategiebezug stehen staatliche und öffentliche An-

310 spruchsgruppen im Mittelpunkt der bereitgestellten Informationen. Im Folgenden wird Ihre Abbildungsleistung im Sinne eines erweiterten Wettbewerbsverständnisses erörtert. ad (1) standortbezogene Umweltschutzkosten: Zunächst ist festzuhalten, dass die Höhe der ausgewiesenen Umweltschutzkosten keinen Aufschluss über die vom Betriebsstandort induzierten Umweltwirkungen gibt.1312 Auch besteht kein direkter Zusammenhang zwischen dem Niveau der Umweltschutzkosten1313 und der erzielten Umweltleistung, d.h. dem erreichten Ausmaß der Vermeidung/Verminderung/Verwertung/Entsorgung von Rückständen bzw. negativen Umweltwirkungen 1314. Jedoch zeigen sowohl die absolute Höhe der standortbezogene Umweltschutzkosten sowie der Ausweis bestimmter umweltschutzkostenbezogene Kennzahlen (z.B. Umweltschutzkosten je kg Ausbringungsmenge) die unternehmerischen Bemühungen im betrieblichen Umweltschutz und sind daher als Informationen für eine anspruchsgruppenspezifischen Kommunikation geeignet. In der aktuellen VDI-Richtlinie 3800 „Ermittlung der Aufwendungen für Maßnahmen zum betrieblichen Umweltschutz“ wird in Aufwendungen für produktionsbezogene und produktbezogene Maßnahmen unterschieden. Diese werden wiederum in investive Aufwendungen und in laufende Aufwendungen – jeweils für End-of-Pipe- oder integrierte Maßnahmen – unterteilt.1315 Zur Darlegung nach außen wird folgende Gliederung von Umweltschutzkosten empfohlen: 1316 - Personal- und Betriebskosten für Umweltschutzanlagen, - kalkulatorische Abschreibungen und kalkulatorische Zinsen für Umweltschutzanlagen, - Kosten für externe Dienstleistungen zum Betrieb solcher Anlage (z.B. Prüftätigkeiten), - Mieten und Pachten für Umweltschutzanlagen, - Kosten von Versicherungen, die die Instandsetzungskosten defekter oder zerstörter Umweltschutzanlagen abdecken, 1312 1313 1314 1315 1316

Vgl. Verein Deutscher Ingenieure 2001 (VDI-Richtlinie 3800), S. 5. Zur Definition der Umweltschutzkosten siehe Kapitel 3.4.4.2. Zur Verwendung des Umweltleistungsbegriffes siehe Kapitel 3.3.2. Vgl. Verein Deutscher Ingenieure 2001 (VDI-Richtlinie 3800), S. 1. Für die Gliederung von Umweltschutzkosten ist immer auch die bestehende Gliederung der Kostenarten im Rechnungswesen von Bedeutung, da diese den Ausgangspunkt für die Bestimmung von Umweltschutzkosten bildet. Ausführlich hierzu Seidel 2003, S. 378 f., Verein Deutscher Ingenieure 2001 (VDI-Richtlinie 3800), S. 14, Prammer 1998, S. 122 ff., Gressly 1996, S. 65 und Roth 1992, S. 107. Die von manchen Autoren zu den Umweltschutzkosten zählenden Umweltabgaben (sowie umweltbezogene Gebühren und Beiträge) werden in dieser Arbeit den Umweltwirkungskosten zugeordnet. Siehe hierzu Punkt (2) in diesem Kapitel.

311 - Rückstellungen, die zu bilden sind, da etwa die Sanierung von Altlasten droht oder Rekultivierungsmaßnahmen nach der Ausbeutung natürlicher Vorkommen zu setzen sind 1317. Bei einer hohen ökologischen Betroffenheit ist die glaubhafte Darlegung von standortbezogenen Umweltschutzkosten als Ausdruck der ökonomisch-ökologischen Internalisierungsbemühungen ein praktisches Erfordernis. Dabei spielt die Frage einer korrekten

sachlichen Abgrenzung dieser Kosten einschließlich einer entsprechenden Erläuterung eine große Rolle. Dies bedeutet, dass Umweltschutzkosten grundsätzlich von jenen Kosten abzugrenzen sind, die keine Umweltschutzrelevanz aufweisen. Während in diesem Zusammenhang die Abgrenzung bei additiven Umweltschutzmaßnahmen noch relativ leicht fällt, kann dies von – aufgrund ihrer Wirksamkeit prinzipiell vorzuziehenden – Maßnahmen des produktionsintegrierten Umweltschutzes nicht behauptet werden. So lassen sich etwa die Anschaffungs- und Betriebskosten einer nachgeschalteten Rauchgasentschwefelung noch gut abgrenzen, bei einer Anlageninstallation mit Wirbelschichtfeuerung (bei der durch Einblasen von Kalk das bei der Verbrennung entstehende Schwefeldioxid zu Gips reagiert) lässt sich hingegen nicht exakt feststellen, welcher Anteil der Anschaffungs- und Betriebskosten umweltschutzbedingt ist und welcher Anteil dem beabsichtigten Rationalisierungseffekt zuzurechnen ist.1318 Praktische Erfahrungen konnten bisher mit zwei Methoden der sachlichen Abgrenzung gemacht werden: (a) Sachliche Abgrenzung von Umweltschutzkosten gegenüber anderen Kosten bei der Umsetzung von Umweltschutzzielen (Abgrenzungsmethodik „Maßnahmenzweck Umweltschutz“) und (b) sachliche Abgrenzung von anfallenden Umweltschutzkosten bei additiven und integrierten Technologien1319 (Abgrenzungsmethodik „Verfahrenstechnische Analyse“). Die mit der jeweiligen Anwendung verbundenen Vorzüge und Nachteile sollen nun analysiert und Schlussfolgerungen für die Praxis der Darlegung gezogen werden. ad (a) Abgrenzungsmethodik „Maßnahmenzweck Umweltschutz“: Die Abgrenzungsfrage tritt in der betrieblichen Praxis bei drei Kostenkategorien auf, die in fast allen 1317

1318

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Rekultivierungsmaßnahmen sind etwa nach der Ausbeutung von Schotter- oder Lehmgruben oder nach Beendigung eines Tageabbaus von (Energie-)Rohstoffen zu setzen. So positiv die Verortung von Umweltaspekten in der ökonomisch-ökologischen Schnittmenge zur Verbesserung der Ökoeffizienz sein mag, so schwierig gestaltet sich die Darlegung dieser Fortschritte als authentische Bemühungen im Umweltschutz. In der Realität treten die beiden idealtypisch dargestellten Technologieformen oft nebeneinander und in Mischformen auf. Vgl. hierzu Hartje 1990, S. 142 und Malinsky 1996, S. 33. Kreikebaum sowie der Verein Deutscher Ingenieure unterscheiden bei den produktionsbezogenen Maßnahmen End-ofPipe Maßnahmen und integrierte Maßnahmen. Produktionsbezogenen Beginning-of-Pipe Maßnahmen werden implizit den anlagenintegrierten Maßnahmen zugeordnet (vgl. Kreikebaum 1992b, S. 14. und Verein Deutscher Ingenieure 2001, S. 13 ff.).

312 Produktionsbetrieben anzutreffen sind und die es gilt, gegenüber den umweltschutzbezogen anfallenden Kosten abzugrenzen: Produktionskosten, Qualitätssicherungskosten sowie Kosten des Arbeitsschutzes und der Anlagensicherheit.1320 Verdeutlicht soll dies durch folgendes Beispiel werden: Die Kosten eines Instandhaltungsteams, das sich ausschließlich mit der Leckagenprävention von Druckleitungen befasst, die Maschinen mit Schmierstoff versorgen, können als Umweltschutzkosten klassifiziert werden, da durch diese Tätigkeit negative Umweltauswirkungen (Kontamination des Bodens und des Grundwassers durch auslaufendes Öl) vermieden werden sollen. Ebenso können die Kosten des Instandhaltungsteams als Produktionskosten angesehen werden, da defekte Ölleitungen zu Produktionsausfällen führen und das Motiv der Prävention von Leckagen daher produktionsbezogen ist. Analog treten solche Abgrenzungsfragen bei Qualitätssicherungskosten sowie bei Kosten des Arbeitsschutzes und der Anlagensicherheit auf.1321 Auf Grundlage der ersten Ausgabe der VDI-Richtlinie 38001322 macht Rentz Vorschläge zur kostenmäßigen Abgrenzung und Bewertung der Anteile von Produktion, Umweltschutz und Arbeitsschutz unter Anwendung verschiedener Prinzipien (Hauptzweckprinzip, Veranlassungsprinzip, Umlage nach dem Prinzip der Differenz- bzw. Grenzbetrachtung) bzw. nutzenorientierter Schlüssel.1323 Zu stark sind jedoch die mit solchen Abgrenzungen verbundenen Vereinfachungen bzw. lassen sich – wenn überhaupt – nur in den Einzelfällen Maßnahmen etwa zur Emissionsminderung, Sicherheitstechnik und Arbeitsschutz isolieren, um zu einer eindeutigen und nachvollziehbaren Abgrenzung zu gelangen. Bei der Anwendung nutzenorientierter Schlüssel ist Voraussetzung, dass die durch die Maßnahmen vermiedenen Umweltschädigungen/-belastungen bestimmbar sind. Weiters kann es bei der Anwendung von nutzenorientierten Schlüsseln erforderlich sein, den Nutzen zu monetarisieren, was mit weiteren Erfassungs- und Bewertungsproblemen einhergeht. 1324

1320 1321

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Vgl. Verein Deutscher Ingenieure 2001 (VDI-Richtlinie 3800), S. 6 f. Maselli schlägt in diesen Fällen vor, die Kostensplittung nach der Höhe der Kosten bei Schadenseintritt durchzuführen. Ausführlich hierzu Maselli 2001, S. 114 f. Vgl. Verein Deutscher Ingenieure 1979b. Demnach kann die Zuordnung der Kosten nach dem Hauptzweck (Produktion, Emissionsminderung, Arbeitsschutz), nach der Veranlassung (etwa werden behördliche Vorgaben für Lärmbegrenzung dem Arbeitsschutz zugeordnet), nach Differenzbetrachtung (bei simultaner Erfüllung von Forderungen für die Bereiche Produktion, Emissionsminderung und/oder Arbeitsschutz werden – ausgehend von der Kenntnis der Partialtechnologie des jeweiligen Bereiches – die Kosten der Partialtechnologie dem jeweiligen Bereich vergleichbar der Restwertrechnung zugeordnet) oder nach nutzenorientierten Schlüsseln (Verteilung etwa der Kosten für Lärmschutzmaßnahmen auf Arbeitsund Umweltschutz nach der Schalldruckabsenkung, die am Arbeitsplatz und an der Betriebsgrenze gemessen wird). Vgl. ausführlich Rentz 1979, S. 26 ff. Vgl. Maselli 2001, S. 74.

313 In der betrieblichen Praxis gestaltet sich die Abgrenzung der Produktionskosten von den drei anderen Kostenkategorien (Umweltschutz, Qualitätssicherung, Arbeitsschutz/ Anlagensicherheit) im Einzelfall schwierig und – bei Berücksichtigung einer Vielzahl hierbei erforderlicher prozess- und arbeitsplatzbezogener Informationen – aufwendig. Während die Abgrenzung von Produktionskosten und Umweltschutzkosten – insbesondere in (Produktions-)Betrieben mit hoher ökologischer Betroffenheit – einen gewissen Stellenwert besitzt (Darlegung von Umweltschutzkosten zeigt die „Bemühung im Umweltschutz“) und sich mit dem (verfahrens-)technischen Zugang eine weitere, – unter (b) zu erörternde, möglicherweise weniger aufwendige – Abgrenzungsmethodik eröffnet, stellt sich die Abgrenzungsfrage bei den drei genannten Kostenkategorien anders dar. Eine exakte Abgrenzung der Kostenkategorien „Umweltschutz“, „Qualitätssicherung“, „Arbeitsschutz/Anlagensicherheit“ besitzt für die Zwecke der Standortsicherung nur einen untergeordneten Stellenwert.1325 Dies hängt mit der Ausrichtung der Ziele in Umweltschutz, Qualitätssicherung und Arbeitsschutz/Anlagensicherheit sowie mit dem Zweck der Darlegung der Kosten zusammen: Die genannten Ziele stehen regelmäßig in einem komplementären Verhältnis zueinander und die Darlegung dieser Kosten ist auf den gleichen Zweck gerichtet, nämlich die Sicherung des Standortes und

der dort eingesetzten Technologien. Werden Kostendaten in Bezug auf die Dimensionen „Umweltschutz“, „Qualitätssicherung“ und „Arbeitsschutz/Anlagensicherheit“ im Zuge einer freiwilligen Berichterstattung kumuliert, so sollten Zustandekommen und Ergebnis dieser Kostendaten im Sinne einer glaubwürdigen Darlegung vorzugsweise mittels eines konkreten Unternehmensbeispiels erläutert werden. Auch sollte auf die schwierige Abgrenzbarkeit dieser drei Kostenpositionen und auf die Problematik zwischenbetrieblicher Vergleiche 1326 hingewiesen werden. ad (b) Abgrenzungsmethodik „Verfahrenstechnische Analyse“: Die Frage der Abgrenzung von Umweltschutzkosten gegenüber anderen Kosten stellt sich ebenso beim Einsatz von additiver bzw. integrierter Technologie. Additive Technologien sind an Prozesse angefügt, ohne den Prozess selbst zu verändern. 1327 Auftretende Rückstände werden verfahrenstechnisch so modifiziert, dass sie mit geringerem Risiko lagerbar sind oder in einem anderen Aggregatszustand auf ein als belastbar definiertes Umweltmedium treffen und/oder weniger Umweltwirkungen entstehen.1328 Im Gegensatz zu integrierten Technologien lassen sich additive Umweltschutz-Technologien im Rech-

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Die Abgrenzung von Kosten für die Zwecke der Standortsicherung ist anders zu beurteilen, als bei der Abgrenzung von Kosten für Steuerungszwecke. Dieser Hinweis erscheint deshalb als geboten, da aufgrund unterschiedlicher Abgrenzung der angesprochene Sachverhalt – nach der praktischen Erfahrung des Verfassers – oft auch dann zutrifft, wenn in den verglichenen Unternehmen ähnliche Technologien und Verfahren zum Einsatz gelangen. Vgl. Malinsky 1996, S. 32. Vgl. Antes 1988, S. 69.

314 nungswesen als eigenständige Kategorie führen. 1329 Es können daher die für End-ofPipe-Anlagen anfallenden Kosten vergleichsweise einfach abgegrenzt werden, d.h. die (zeitlich abgegrenzten) Aufwendungen in voller Höhe als Umweltschutzkosten angesetzt werden sowie kalkulatorische Kosten (Abschreibungen, Zinsen u.a.1330) für Endof-Pipe-Anlagen berechnet werden. Im Gegensatz zu additiven Technologien sind integrierte Technologien durch eine anlagen- oder prozessintegrierte Belastungs- bzw. Schadensvermeidung oder -verminderung gekennzeichnet. Dies gelingt zum einen durch Ausschalten oder Minimieren von Schadstoffen der Produktion an der Quelle, wodurch Rückstände und/oder Emissionen erst gar nicht auftreten und zum anderen durch einen stoff- und energiesparenden Einsatz von Faktoren.1331 Alle Aktivitäten, die End-of-Pipe- Maßnahmen substituieren, sind nach Kreikebaums Definitionsmerkmalen dem integrierten Umweltschutz zuzuordnen. 1332 Die Anwendungsbereiche des integrierten Umweltschutzes sind integrierte Produktionstechnologien und integrierte Recyclingverfahren1333 sowie eine umweltfreundliche Produktpolitik.1334 Die im Jahr 2001 erschienene Revision der VDI-Richtlinie 38001335 unterscheidet bei Maßnahmen zum betrieblichen Umweltschutz in produktionsbezogene, produktbezogene und sonstige Maßnahmen. Die ersteren – hier anzusprechenden – Maßnahmen werden untergliedert in End-of-Pipe Maßnahmen und integrierte Maßnahmen. Integrierte Maßnahmen werden unterschieden in anlagenintegrierte Maßnahmen (z.B. eingebaute Rohrsysteme zur Kreislaufführung von Stoffen, eingebaute Katalysatoren, zusätzliche Verbrennungskammern) und prozessintegrierte Maßnahmen (z.B. Umstellung der Lackiertechnologie von lösemittelhaltigen Lacken auf Pulverbeschichtung). Zur Identifikation der Umweltschutzanteile bei anlagenintegrierten Bestandteilen 1329

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Die additive Umweltschutztechnologie kann in Form von Beginning-of-Pipe- („BOP“) oder End-ofPipe-Technologie („EOP“) auftreten, wobei letztere die betriebliche Praxis dominiert (ausführlich hierzu Michaelis 1999, S. 150 ff.). Neben kalkulatorischen Abschreibungen und kalkulatorischen Zinsen können u.a. folgende Kostenarten relevant sein: Personal, Hilfs- und Betriebsstoffe, Energie, Wartung und Reparatur, Steuern, Umweltabgaben, Gebühren, Beiträge, Fremdleistungen, Mieten und Pachten für Umweltschutzanlagen (vgl. ausführlich Verein Deutscher Ingenieure 2001, S. 14 f.). Vgl. Kreikebaum 1992a, S. 258. Ausführlich zu den Definitionsmerkmalen des integrierten Umweltschutzes (Zeit, Ziel, Ort, Betrachtungsweise und -umfang) siehe Kreikebaum 1992b, S. 14. Anhaltspunkte für die kostenmäßige Abgrenzung von integrierten Produktions- und Recyclingtechnologien sind hier anzusprechen. Die produktbezogene Abgrenzung wird weiter unten in Kapitel 4.2.2. thematisiert. Vgl. Kreikebaum 1992c, S. 16. In diesem Sinne geht der integrierte Umweltschutz zwar vom einzelnen Produktionsprozess aus, erstreckt sich aber auf alle Vor- und Nachstufen des Produktionsprozesses im ökologischen Produktlebenszyklus (vgl. dazu auch Strebel 1991, S. 4 f.). Vgl. Verein Deutscher Ingenieure 2001 (Anmerkung: Die VDI-Richtlinie 3800 ist in Österreich nicht verbindlich).

315 werden zunächst allgemeine Hinweise gegeben.1336 Lassen sich diese nicht bestimmen, so wird für solche Anlagenteile die Berechnung der Aufwendungen durch den Vergleich mit anderen Anlagen(teilen) bzw. mittels des oben angesprochenen Prinzips der Differenzbetrachtung vorgeschlagen.1337 Wesentlich schwieriger ist die sachliche Abgrenzung von prozessintegrierten Maßnahmen. Die Abschätzung des Umweltschutzanteiles kann nur grob sein bzw. erscheint letztlich nur über Konventionen bzw. einen Erfahrungsaustausch zwischen Unternehmen einer Branche oder zwischen Nutzern vergleichbarer Techniken möglich.1338 Eine konkrete Hilfestellung zur Abgrenzung, etwa in Form der Darstellung von Konstruktionstypen integrierter Technologie oder in Form der Gegenüberstellung von additiven und integrierten Technologie (und Mischformen) wird in der VDI-Richtlinie nicht geboten. Liegen für prozessintegrierte Maßnahmen keine Konvention zur Abgrenzung vor, so empfiehlt die VDI-Richtlinie, keine diesbezüglichen umweltschutzbezogenen Aufwendungen auszuweisen. 1339 Auch in einer jüngst erschienenen Publikation der Statistik Austria zur Umweltschutzausgabenrechnung 1340 wird betont, dass es bei integrierten Technologien bzw. prozessintegrierten Maßnahmen nicht möglich ist, die Umweltschutzanteile einer Investition direkt zu identifizieren und damit von den anderen Anlagenteilen sachlich abzugrenzen. 1341 Vor diesem Hintergrund wird im Rahmen der Umsetzung der Umweltschutzausgabenrechnung für die Abgrenzung der integrierten Anlagentechnologie („clean technology“) vom Europäischen Amt für Statistik das Prinzip der Differenz- bzw. Grenzbetrachtung angewendet. 1342 Demnach ist die Investition in eine integrierte Anlage auf Basis der Mehrkosten im Vergleich zu einer konventionellen Anlage abzugrenzen und zu bewerten. In diesem Zusammenhang ist auch bei Ersatz oder Modifikation einer 1336

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So wird empfohlen, bereits in der Phase der Investitionsplanung, jene Anteile, die dem Umweltschutz dienen, zu kennzeichnen und in einem Anlagenkataster zu registrieren (vgl. Verein Deutscher Ingenieure 2001 (VDI-Richtlinie 3800), S. 13). Als Berechnungsoptionen werden empfohlen: (1) Vergleich mit den Aufwendungen von Anlagen, die dem gleichen (Produktions-)Zweck dienen, aber die technischen Eigenschaften für die geplante Umweltleistung der integrierten Anlage nicht aufweisen, (2) Ermittlung der Aufwendungen für den nachträglichen Einbau von Umweltschutzelementen in eine bestehende Anlage sowie (3) Ermittlung der Aufwendungen für den Ersatz der dem Umweltschutz dienenden Teile (vgl. Verein Deutscher Ingenieure 2001, S. 13). Vgl. Verein Deutscher Ingenieure 2001 (VDI-Richtlinie 3800), S. 13. Vgl. ebd., S. 14. Die Umweltschutzausgabenrechnung ist ein Baustein der europäischen ökologischen Gesamtrechnung und ein Systemelement des SERIEE („Systéme Européen de Rassemblement de I’Information Économique sur I’Environnement“), d.h. ein Element des amtlichen europäischen Systems zur Sammlung umweltbezogener Wirtschaftsdaten (ausführlich zu SERIEE Statistisches Amt der Europäischen Gemeinschaften 1994). Vgl. Statistik Austria 2006, S. 21. Vgl. Statistik Austria 2006, S. 6.

316 integrierten Anlage der Restwert dieser Anlage den Umweltschutzausgaben1343 zuzurechnen. Als Hilfestellung zur Einordnung integrierter Technologie werden eine Vielzahl nachsorgender und integrierter Anlagen für die Umweltschutzbereiche „Luftreinhaltung und Klimaschutz“, „Gewässerschutz“, „Abfallwirtschaft“, „Schutz des Bodens und des Grundwassers“, „Lärm- und Erschütterungsschutz“ sowie „Schutz der biologischen Vielfalt und Landschaft“ dar- und gegenübergestellt.1344 Die sachliche Abgrenzung additiver bzw. End-of-Pipe-Technologien stellt aus (verfahrens-)technischer Perspektive keine besonderen Probleme dar. Auch die Abgrenzung anlagenintegrierter Umweltschutzmaßnahmen dürfte in vielen Fällen (noch) einfach zu bewerkstelligen sein. Wenn jedoch eine technische Separierung von Anlagenteilen nicht vorgenommen werden kann oder diesbezügliche Informationen nicht verfügbar sind, so ist die Kenntnis einer Vergleichstechnologie erforderlich, die dann die rechnerische Grundlage für die sachliche Abgrenzung bildet. Sehr viel schwieriger bzw. objektiv nicht möglich ist die Abgrenzung von darüber hinausgehenden prozessintegrierten Maßnahmen. Wenn in diesen Fällen keine Konventionen zur Abgrenzung vorliegen, sollten auch keine diesbezüglichen Umweltschutzkosten ausgewiesen werden. 1345 Darüber hinaus können durch die Gegenüberstellung der laufenden Umweltschutzkosten (ohne kalkulatorische Abschreibungen) und der Umweltschutzinvestitionen über den Zeitablauf – differenziert nach einzelnen Umweltschutzbereichen wie „Luftreinhaltung und Klimaschutz“, „Gewässerschutz“, „Abfallwirtschaft“, „Schutz des Bodens und des Grundwassers“, „Lärm- und Erschütterungsschutz“ sowie „Schutz der biologischen Vielfalt und Landschaft“1346 – gewisse Rückschlüsse über das (nicht nachlassende) Engagement gezogen werden, sowie – unter der Annahme einer zumindest gleich bleibenden Umweltleistung – über die Effizienz der eingesetzten Mittel im Umweltschutz. 1347 Fazit: Bei hoher ökologischer Betroffenheit ist die glaubhafte Darstellung der standortbezogenen Umweltschutzkosten im Rahmen der Umweltberichterstattung von beson1343

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1347

An dieser Stelle muss auf das Verständnis der (nationalen) „Umweltausgaben“ im Rahmen dieser Statistik hingewiesen werden. Unter Umweltausgaben werden hier u.a. Investitionen für Umweltschutzaktivitäten gezählt sowie – als laufende Aufwendungen – Abschreibungen für Umweltschutzanlagen (ausführlich zur Methodenbeschreibung der Berechnung der Umweltschutzausgaben Statistik Austria 2006, S. 28 ff.). Vgl. Statistik Austria 2006, S. 21 ff. Vgl. Verein Deutscher Ingenieure 2001 (VDI-Richtlinie 3800), S. 14. Die genannten Umweltschutzbereiche entstammen der einheitlichen „Europäischen Standardsystematik der Umweltschutzaktivitäten“ (Classification of Environmental Protection Activities – CEPA), die nach der Art der Belastung bzw. Schädigung des betroffenen Umweltmediums und nach der Art der Tätigkeit klassifiziert wurden. Damit können im Rahmen von SERIEE Umweltschutzmaßnahmen exakt abgegrenzt werden. Ausführlich hierzu Statistik Austria 2006, S. 23. Vgl. Bundesumweltministerium Bonn/Umweltbundesamt Berlin 2003, S. 18 f.

317 derer Bedeutung. Hierbei muss offen gelegt werden, für welche Art von Umweltschutzmaßnahmen (additiv, integriert) welche Kostenarten angefallen sind. Hierbei ist die sachliche Abgrenzung der Umweltschutzkosten nach verfahrenstechnischen Gesichtspunkten die praktikablere und mit den aktuellen umweltstatischen Vorgaben kompatiblere Methodik. Im Falle additiver bzw. End-of-Pipe-Technologien sollten jene Abgrenzungsregeln zur Anwendung gelangen, die als Grundlage der Umweltstatistik dienen und dies sollte auch entsprechend kommuniziert werden. Sofern Umweltschutzkosten für integrierte Technologien ausgewiesen werden, so sollte dies nur entsprechend differenziert (anlagen- und prozessintegrierte Technologien) und unter Einhaltung und Bekanntgabe der Abgrenzungsregelungen (VDI-Richtlinien, gesetzliche Regelungen bezüglich Umweltstatistik) erfolgen. Auch hier sollten die entsprechenden Hinweise in der Umweltberichterstattung das Bild für die Anspruchsgruppen vervollständigen und die Interpretation der veröffentlichten Zahlen erleichtern. Da die Höhe der ausgewiesenen Umweltschutzkosten keinen Aufschluss über die vom Betriebsstandort induzierten Umweltwirkungen gibt, ist die Einhaltung der obigen Empfehlungen in Bezug auf die Umweltschutzkosten zwar ein erster notwendiger Schritt, im Sinne einer ökologisch nachhaltigen Strategie der Standortsicherung aber nicht hinreichend. Vielmehr sind neben den folgend erörterten standortbezogenen Umweltwirkungskosten, auch die standortbezogenen Umwelteinwirkungen sowie die weiter unten angesprochenen standortbezogenen Umweltauswirkungen und deren monetär bewertetes Pendant (externe Umweltwirkungskosten) in die Umweltberichterstattung einzubeziehen, um Veränderungen der Umweltleistungen zu belegen. Die Bedeutung integrierter Umweltschutzmaßnahmen steigt, da diese in der Lage sind, Rückstände und negative Umweltwirkungen bereits am Ort der Entstehung zu vermeiden oder zu vermindern. Langfristig betrachtet sind sie oft auch kostengünstiger, können aber – wie die obigen Ausführungen gezeigt haben – nur teilweise, bedingt oder gar nicht von den gesamten anfallenden Kosten abgegrenzt werden. Höhere Umweltleistungen bei rückläufigen Umweltschutzkosten sind ein Beleg für eine ökonomisch-ökologische Effizienzsteigerung im betrieblichen Umweltschutz, d.h. dass durch verstärkten Einsatz von integrierter Technologie externe Umweltwirkungskosten erfolgreich internalisiert wurden.1348 Aus (ökonomisch) wettbewerbsstrategischer Sicht stellt dies zugleich einen Beitrag zur Sicherung des Standortes dar. Zusätzliche Informationen können durch Gegenüberstellung der laufenden Umweltschutzkosten 1348

Während End-of-Pipe Maßnahmen keine Kostenentlastungseffekte, d.h. keinen (direkten) Beitrag zur Wertschöpfung erbringen, können mit integrierten Umweltschutzmaßnahmen nicht nur Umweltleistungen erhöht, sondern auch Rationalisierungseffekte erzielt bzw. verstärkt werden.

318 (ohne kalkulatorische Abschreibungen) und der Umweltschutzinvestitionen im Umweltbericht transparent gemacht werden ad (2) standortbezogene interne Umweltwirkungskosten: Eine glaubhafte Darlegung des standortbezogenen Umweltschutzes darf sich nicht auf den Ausweis der Umweltschutzkosten beschränken. Im Rahmen der Umweltberichterstattung müssen auch die betrieblichen Umweltwirkungskosten offen gelegt werden. Art und Höhe der Umweltwirkungskosten hängen von Art und Menge der vom Unternehmen abgegebenen Stoffe und Energien ab sowie von den Abgabearten und Einzelpreisen, mit denen diese stofflichenergetischen Komponenten belegt sind. Die Summe der Umweltwirkungskosten ergibt sich faktorbezogen auf der Inputseite und abproduktebezogen auf der Outputseite des Betriebsstandortes. Die Höhe der Umweltwirkungskosten lässt nur bedingt Schlüsse über die ökologische Bedeutung der am Standort direkt verursachten Umweltauswirkungen zu, da nur für einen (sehr) kleinen Teil von Faktoren und von Emissionen pagatorische Umweltwirkungskosten anfallen und die (Markt-)Preise für die Faktorund Abproduktmengen die Umweltauswirkung nur unvollständig repräsentieren. Unter Einbezug der Umweltschutzkosten kann jedoch in einer ersten Annäherung davon ausgegangen werden, dass gestiegene Umweltschutzkosten (ökologisch „gute“ Umweltkosten) und verringerte Umweltwirkungskosten (ökologisch „schlechte“ Umweltkosten) innerhalb eines Abrechnungszeitraumes eine gestiegene Umweltleistung repräsentieren. Für eine übersichtliche Darstellung der Umweltwirkungskosten ist es zweckmäßig, diese so anzuordnen, dass sie ihrer jeweiligen stofflich-energetischen Basis – den betrieblichen Inputs (Faktoren) und Outputs (Abprodukte) – schematisch zugeordnet sind. Hierzu bietet sich die tabellarische Systematik des „Modells der ProduktionReduktion unter dem Aspekt der ökologischen Nachhaltigkeit“ (Tabelle 2-4 in Kapitel 2.4.3.3) an, jedoch verfeinert im Hinblick auf die Darstellung der Faktoren (Aufschlüsselung einzelner Rohstofflenkungsabgaben) und Abprodukte (Aufschlüsselung von anfallenden Abfall- und Abwassergebühren als pagatorische Kosten für indirekte Umweltwirkungen und anfallenden Emissionskosten für direkte, d.h. vom Standort ausgehende Umweltwirkungen). Eine Gegenüberstellung der faktor- und abproduktebezogenen Umweltwirkungskosten einerseits und der Erlöse aus dem Einsatz von Reduzenda andererseits legt die umweltbelastenden und umweltentlastenden betrieblichen Tätigkeiten (pagatorisch bewertet) sowie den diesbezüglichen Saldo offen. Weiters kann der Informationsgehalt der ausgewiesenen Umweltschutzkosten und Umweltwirkungskosten mittels geeigneter Kennzahlen gesteigert werden, beispiels-

319 weise indem bereichsspezifische Umweltschutz- und Umweltwirkungskosten mit ausgewählten Input- bzw. Outputmengen in Bezug gesetzt werden. Der Spielraum bei der Bestimmung des Mengen- und des Wertgerüstes der Umweltschutz- und der Umweltwirkungskosten ist durch gesetzliche bzw. umweltstatistische Vorgaben begrenzt. Zugleich wird in der Praxis für die Umweltberichterstattung das verfügbare Zahlenmaterial aus Gründen der Komplexitätsreduktion aggregiert und oft in eine bezugsgruppenspezifische Systematik gebracht, was die Gefahr der zahlenmäßigen Schönfärberei bestimmter Umweltschutzbereiche mit sich bringt. Zur Erhöhung der Glaubwürdigkeit ist es daher zweckmäßig, das zur Veröffentlichung bestimmte Zahlenmaterial etwa durch zugelassene Umweltgutachter überprüfen zu lassen. ad (3) standortbezogene Umwelteinwirkungen: Wie bereits oben erwähnt, nehmen die standortbezogenen Umwelteinwirkungen eine Zwitterstellung als Umwelt(kosten)ansatz ein. Unter dem wettbewerbsstrategischen Gesichtspunkt resultiert dieser Ansatz aus Forderungen politisch-rechtlicher Anspruchsgruppen sowie Ansprüchen der Öffentlichkeit. Im Hinblick auf die umweltbezogene Gestaltung des Betriebsstandortes verfügen die genannten Anspruchsgruppen – im Vergleich zu marktlichen Anspruchsgruppen – in der Regel über ein höheres Sanktionspotential.1349 Zugleich bilden die standortbezogenen Umwelteinwirkungen die Berechnungsgrundlage für externe Umweltwirkungskosten und Umweltauswirkungen, wobei letztere den Ansätzen der ethisch basierten Internalisierung zugeordnet werden (siehe unten). Die Darstellung und Gliederung der Umwelteinwirkungen orientiert sich sachlogisch an der Input-Output-Systematik des betrieblichen Wertverzehrs und damit an den Grundsätzen der Betriebs-Umweltbilanz, wie sie in Kapitel 2.4.4.1.2.1 dargestellt ist. In diesem Zusammenhang wird davon ausgegangen, dass die Anwendung des engen ökologischen Betriebsbegriffs opportun ist. Die vom Standort ausgehenden Umwelteinwirkungen sind hier vollständig dargelegt, wenn sich die Darstellungen auf die Forderungen von wirkmächtigen Anspruchsgruppen aus den Lenkungssystemen Politik/Recht und Öffentlichkeit beziehen. Die Ansprüche von Betroffenen ohne Sanktionspotential werden in dieser Perspektive ausgeklammert.

1349

Der weit überwiegende Teil der gesetzlichen und behördlichen Umweltauflagen für produzierende Unternehmen bezieht sich auf deren Betriebsstandort(e), wobei die Reduktion von Emissionen oder Reststoffen – oft im Zusammenhang mit verfahrenstechnischen Vorgaben – am häufigsten angewendet wird. Staatliche Vorgaben beziehen sich in der Praxis aber auch auf eingesetzte Inputkomponenten (Stoffe, Energie), auf die Limitierung der Ausbringungsmengen oder auf sonstige standortbezogenen Aspekte, wie Stilllegung von Anlagen oder Ansiedlungsverbote (vgl. Prammer 2005c, S. 125 und Wicke 1991, S. 167 ff.).

320 Hinsichtlich der Darstellung der direkten Umwelteinwirkungen („Input-UmweltIndikatoren“ und „Output-Umwelt-Indikatoren“) ist auf die Systematik der Hauptarten der betrieblichen Umwelteinwirkungen zurückzugreifen (Kapitel 2.4.2.1.2). Betrachtet man die bereits in Umweltberichten publizierten standort- bzw. unternehmensbezogenen Stoff- und Energiebilanzen, so zeigt sich eine starke Präferenz der Unternehmen für Tabellen als Darstellungsform für die Input- und Outputkomponenten. 1350 Diese Darstellungsform ermöglicht es, dass nicht nur Mengen und Maßeinheiten der Inputs und Outputs, sondern auch Zusatzinformationen benutzerfreundlich bereitgestellt werden können. So können (und sollen) etwa die Herkunft der (Sekundär-)Rohstoffe und Energieträger, die Art ihres Antransports sowie die damit verbundenen zeitlichen und räumlichen Bedingungen, die Herkunft und stoffliche Qualität von Redudenza und der Verbleib von anfallenden Reststoffen bzw. Abprodukten und Wertstoffen angegeben werden. Mittels geeigneter Umweltkennzahlen kann der Informationsgehalt der ausgewiesenen standortbezogenen Umwelteinwirkungen gesteigert werden, etwa indem bestimmte Umwelteinwirkungen mit ausgewählten Input- oder Ausbringungsmengen in Bezug gesetzt werden.

4.2.1.2 Umwelt(kosten)ansätze der normativ-kritisch (ethisch) basierten Internalisierung

Folgend wird die Zweckmäßigkeit von drei Umwelt(kosten)ansätzen der ethisch basierten Internalisierung in Bezug auf den Betriebsstandort begründet und die Abbildungsleistung erörtert: (1) standortbezogenen Umwelteinwirkungen, (2) standortbezogenen Umweltauswirkungen sowie (3) standortbezogenen externe Umweltwirkungskosten. ad (1) standortbezogene Umwelteinwirkungen: Im Unterschied zur wettbewerbsstrategisch basierten Internalisierung werden auch die Ansprüche nicht wirkmächtiger Betroffener berücksichtigt. Die Frage der Vollständigkeit der Abbildung standortbezogener Umwelteinwirkungen ist somit unter dem normativ-kritischen (ethischen) Gesichtspunkt anders zu interpretieren als unter wettbewerbsstrategischen Gesichtspunkten. Entsprechend der breiteren ökologischen Verantwortung werden die standortbezogenen Umwelteinwirkungen („Mengendaten“) grundsätzlich auf Grundlage des erweiterten ökologischen Betriebsbegriffs erfasst, d.h. die direkten betrieblichen Um-

1350

Vgl. Steven/Schwarz/Lethmathe 1997, S. 27.

321 welteinwirkungen sowie die Umwelteinwirkungen der Versorger und der Entsorger („Kernbilanz“ Kapitel 2.4.4.1.2.1). Für einen einheitlichen stofflich-energetischen Kontenrahmen im Sinne einer umfassenden Betriebs-Umweltbilanz finden sich im Schrifttum bereits zahlreiche Vorschläge.1351 Verschiedene Gliederungskonzepte sind bisher im Rahmen von Pilotprojekten oder im Zuge der Einführung von Umweltmanagementsystemen zur Anwendung gelangt. Ein einheitlicher Kontenrahmen zum Ausweis von Stoff- und Energieflüssen von Betriebsstandorten konnte sich jedoch bis jetzt (noch) nicht durchsetzen.1352 Die Bildung absoluter und relativer Kennzahlen unter Verwendung der gleichen (ausgewählten) standortbezogenen Umwelteinwirkungen ermöglicht die Bereitstellung von Informationen bezugsgruppenspezifisch zu gestalten. So kann etwa auf eine Risikogruppe (z.B. Kleinkinder), die gegenüber bestimmten Feinstäuben aus den betrieblichen Anlagen exponiert ist, positiv Bezug genommen werden, indem die verringerte Schadstofffracht (absolute Kennzahl) und die Verbesserung der spezifischen Schadstoffemission (relative Kennzahl) im Umweltbericht ausgewiesen werden. Das ethisch basierte Engagement kann dadurch glaubhaft begründet werden, dass es sich um Schadstoffarten handelt, für die es zwar (noch) keine gesetzlichen bzw. behördlichen Verpflichtungen zur Emissionsreduktion am Standort gibt, jedoch bereits hinreichend gesicherte Erkenntnisse über die gesundheitlichen Auswirkungen auf die relevante Bezugsgruppe vorhanden sind. ad (2) standortbezogene Umweltauswirkungen: Die überwiegende Anzahl von gesetzlichen bzw. behördlichen Vorgaben, die industrielle Betriebsstandorte betreffen und einen Stoffbezug aufweisen, beruhen auf der Regelung der Mengenflüsse bestimmter Stoffe bzw. physikalisch-chemischer Verbindungen, wie etwa in Form der Beschränkung bestimmter Schadstoffemissionen. Ebenso werden in der öffentlichen Diskussion die Umweltprobleme regelmäßig an einzelnen Problemstoffen aufgehängt, wie dies etwa in der Feinstaub-Diskussion in der jüngeren Vergangenheit wieder zu beobachten ist. Unternehmensethisch fundierte Aktivität in ökologischer Nachhaltigkeit richten sich nicht isoliert auf einzelne Umwelteinwirkungen sowie in Folge verkürzend auf die – nur 1351

1352

Siehe etwa Hallay 1989; Hallay/Pfriem 1992, S. 72 ff.; Braunschweig/Müller-Wenk 1993, S. 90 f.; Stahlmann 1994b, S. 177 ff.; Bundesumweltministerium Bonn/Umweltbundesamt Berlin 1995, S. 100 ff. u. 2001, S. 204 ff.; Prammer 1995, S. 302 ff.; Ayres 2002, S. 2. So werden nur in einem Viertel der untersuchten Umweltberichte, die von Unternehmen – vor allem im Kontext der Einführung von Umweltmanagementsystemen – veröffentlicht wurden, überhaupt Angaben zu Stoff- und Energieflüssen in Form einer kontenmäßig gegliederten Bilanzdarstellung gemacht (vgl. Steven/Schwarz/Letmathe 1997, S. 67 f.).

322 durch diese Einwirkungen – verursachten Umweltprobleme, sondern richtet sich auf das Umweltproblem als Ganzes, um – aus dieser Perspektive – nur alle problemrelevanten Beiträge zu erfassen, zu analysieren und die Konsequenzen in unternehmerische Entscheidungen einzubeziehen. Ein Problemstoff entpuppt sich dann möglicherweise als nur einer von mehreren auslösenden Faktoren, die es zu verfolgen gilt. Die damit verbundene betriebsökologische Komplexitätssteigerung kann durch Anwendung von ökologischen Bewertungsverfahren in Anlehnung an die Methodik nach „Centrum voor Milieukunde (CML) bzw. „Umweltbundesamt Berlin (Version ´99)1353“ begegnet werden. Schließlich handelt es sich hierbei um eine Verfahrensgruppe, bei der die „Mehrfachzuordnung“ von einer Umwelteinwirkung zu gesellschaftlich relevanten Umweltauswirkungen (Wirkungskategorien) Bestandteil eines wissenschaftlich gut fundierten Modells ist. Zusätzlich besteht der Vorteil, dass zur Messung der einzelnen Umweltauswirkungen neben dem Mengengerüst nur einige wenige weitere Daten erhoben werden müssen. Für das Unternehmen bleibt letztlich nur noch die Aufgabe, die wenigen Wirkungskategorieergebnisse in Form von Indikatorsummen1354 entsprechend ihrer Bedeutung als Umweltproblembereiche zu gewichten. Daraus resultiert ein Umwelt-Gesamtindikator im Sinne ökologischer Belastungspunkte. ad (3) standortbezogene externe Umweltwirkungskosten: Gemäß Strategiebezug und strategischer Ausrichtung ist der Schadenskostenansatz als zweckadäquater Kostenansatz zu betrachten. Entsprechend der breiteren ökologischen Verantwortung umfasst das Mengengerüst der externen Umweltwirkungskosten idealtypisch auch die Umwelteinwirkungen der Versorger und Entsorger. Durch die Monetarisierung der standortbezogenen Umwelteinwirkungen können keine objektiven Werte ermittelt werden, da sie auf Werturteilen basieren. Im Sinne einer kernbilanzmäßigen Darstellung und entsprechend den Optionen, wie sie in Kapitel 3.4.4.1 dargestellt wurden, ist es zweckmäßig hier vier Kategorien von standortbezogenen (direkten) externen Umweltwirkungskosten auszuweisen. Für die ersten beiden Kategorien dürfte der Ausweis der zugrundeliegenden Umwelteinwirkungen mit entsprechenden Anmerkungen hinreichend sein, um die Glaubwürdigkeit bei externen Anspruchsgruppen zu stärken. Für die dritte Kategorie1355 sollte neben der Angabe der Kostenhöhe auch der verwendete Kostenansatz erläutert werden. 1353 1354

1355

Zu dieser Gruppe der Bewertungsverfahren siehe Kapitel 2.4.4.2.4.5. Siehe hierzu Kapitel 2.4.4.2.4.4 (Punkt 1.2 „Zuordnung der im Rahmen der Sachbilanz erhobenen Umwelteinwirkungen zu den Wirkungskategorien“). Die standortbezogenen Stoff- und Energieflüsse werden als ökologisch-qualitativ oder -quantitativ bedeutend betrachtet und es liegen hinreichend gesicherte Erkenntnisse über die ökologischen und/oder gesundheitlichen Auswirkungen sowie die Zurechnung der zugrunde liegenden betrieblichen Umwelteinwirkungen vor.

323

Als zweckadäquater Kostenansatz sind hier die Damage Costs zu nennen, da ökologisch negative Auswirkungen nur durch Bewertung mittels Schadenskosten halbwegs realitätsbezogen monetarisiert werden können. Als Mengengerüst dienen die erhobenen standortbezogenen Umwelteinwirkungen, die mit einem bestimmten Kostensatz je Umwelteinwirkungsart (z.B. Kostensatz je t emitiertes Fluorkohlenwasserstoff-11d1356) verrechnet werden. Liegen Kostensätze für die durch die jeweilige Umwelteinwirkungsart ausgelösten Umweltauswirkungen vor (z.B. ein Kostensatz je t Fluorkohlenwasserstoff-11d-Äquivalent für den Abbau der Ozonschicht oder ein Kostensatz je t emitiertes Kohlendioxid-Äquivalent für die Verstärkung des Treibhauseffektes), so vereinfacht sich die Monetarisierung der Umweltwirkungen, da das zur Verrechnung erforderliche Mengengerüst lediglich einige wenige Wirkungsindikatorsummen je Umweltauswirkungsart umfasst und nicht Dutzende oder gar Hunderte Umwelteinwirkungsarten.

4.2.2 Corporate Sustainability-Strategie der Markt- und Legitimitätsentwicklung und zweckadäquate Umwelt(kosten)ansätze

Zur Reduzierung der negativen Umweltwirkungen ist es wenig sinnvoll, lediglich den Herstellungsprozess der Produkte unter ökologischen Gesichtspunkten zu optimieren. Die Ausführungen in Kapitel 2.4.4.1.2 haben deutlich gemacht, dass eine ganzheitliche Betrachtung notwenig ist, um etwa Umweltwirkungen aus der Ressourcenbeschaffung, der Produktnutzung oder der Entsorgung feststellen zu können. In Kapitel 3.5 wurde dann ein Instrument vorgestellt, das in der Lage ist, nicht nur die negativen Umweltwirkungen im Zuge des ökologischen Produktlebenszyklus abzubilden, sondern auch wettbewerbsrelevante Kosteninformationen, wie etwa die Umweltschutzkosten. Lebenszyklusmodelle wurden in vielfacher Weise entwickelt. So auch das Lebenszyklusmodell gesellschaftlicher Anliegen: Ökologische Probleme in der natürlichen, technologischen oder kulturellen Umwelt werden typischerweise von einzelnen Personen bzw. von der Wissenschaft identifiziert. Durch das Aufgreifen dieser Problemstellungen in der Fachöffentlichkeit und der darauf folgenden Diskussion in der breiten Öffentlichkeit werden ökologische Probleme zu einem öffentlichen Anliegen, das von der Politik aufgegriffen wird. Sie gelangen schließlich über Verhaltensvorschriften und andere Regulierungsmechanismen in den Markt, wo sich Produkte und Dienstleistungen zueinander im Wettbewerb stehen.1357 1356

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Fluorkohlenwasserstoff-11d (CFC-11) wirkt sowohl ozonschichtzerstörend als auch treibhauseffektverstärkend. Ausführlich zu den Entwicklungsphasen des Lebenszyklus gesellschaftlicher Anliegen Dyllick 1989, S. 241 ff.

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CS-Strategien der Markt- und Legitimitätsentwicklung können in jeder Phase dieses Lebenszyklus gesellschaftlicher Anliegen ansetzen: Sie können dazu beitragen ökologische Probleme zu identifizieren bzw. überhaupt zu erkennen, sie können die erforderliche Bewusstseinsbildung in Politik und Öffentlichkeit unterstützen und sie können ökologische Impulse zur Problemlösung im Markt auslösen, d.h. Unternehmen Anstöße geben für eine ökologisch nachhaltige Produktpolitik. Die Umwelt- bzw. Nachhaltigkeitsberichterstattung, wie sie zur Kommunikation von Umweltwirkungen und -kosten unter dem Titel der Standortsicherung angesprochen wurde (Kapitel 4.2.1) trägt zwar zur Interaktion des Unternehmens mit seinen relevanten Anspruchsgruppen bei. Von den Kunden als bedeutendste Anspruchsgruppe des Unternehmens werden solche Berichte jedoch nur mäßig angenommen.1358 So stehen etwa EMAS-validierte Unternehmen, die mit ihrer Umweltberichterstattung auch eine positive Kundenresonanz anstreben, vor der Situation, dass ihre Umweltberichte von dieser Bezugsgruppe kaum zur Kenntnis genommen werden. 1359 Dies hängt offenbar damit zusammen, dass viele Kunden in diesen Berichten keine ausreichenden umwelt- und gesundheitsrelevanten Informationen etwa für ihre Kaufentscheidung vorfinden. Auf der anderen Seite verfügen die Produkthersteller über zahlreiche Informationen mit Umwelt-, Gesundheits- und Sozialrelevanz. Diese werden den Kunden gegenüber jedoch in der Regel nur kommuniziert, wenn für den Hersteller selbst und/oder den Handelspartnern wettbewerbliche Vorteile erzielt werden können. Geht die Weitergabe von solchen Informationen jedoch mit möglichen Umsatz- bzw. Absatzeinbußen einher, so werden sie zurückgehalten.1360 Zugleich zeigen empirische Untersuchungen, dass rund zwei Drittel der Bevölkerung sehr bereit oder eher bereit sind, höhere Preise für umweltfreundlichere Produkte zu bezahlen. 1361 Es ist deshalb plausibel anzunehmen, dass Kunden an (mehr) Informationen über umwelt- und gesundheitsbezogene Produkteigenschaften interessiert sind.

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Vgl. Lethmate 2006, S. 194. Ausführlich in Hillary 1998. Ausführlich zur Nutzung von Informationsasymmetrien in umweltorientierten Kundensegmenten in Letmathe 1998, S. 47 ff. Aus einer im Jahr 2006 von Kuckartz/Rädiger/Rheingans-Heintze im Auftrag des deutschen Bundesumweltministeriums durchgeführten repräsentativen Umfrage der Bevölkerung zur Zahlungsbereitschaft für den Umweltschutz geht hervor, das 12% der Bevölkerung sehr bereit und 54% eher bereit sind, höhere Preise für umweltfreundlichere Produkte zu bezahlen. 25% der Befragten sind eher nicht bereit und 9% nicht bereit höhere Preise für umweltfreundlichere Produkte zu bezahlen (vgl. Bundesumweltministerium Berlin 2006, S. 67). Zum Vergleich dieser Ergebnisse mit den Umfrageergebnissen für die Jahre 2004 und 2002 siehe Bundesumweltministerium Berlin 2004, S. 83 ff.

325 Fairtrade-Labels stehen in Konkurrenz mit offiziellen Bio- oder Öko-Labels und letztere stiften manchmal mehr Verwirrung als Klarheit: Zu unterschiedlich sind die Erwartungen und Kriterien, die mit dem Begriff „Bio“-Produkte einhergehen1362 oder suggeriert die Verwendung des Begriffs „Öko“ bei der Produktkennzeichnung, dass alle Phasen des Produktlebenszyklus in die Bewertung einbezogen worden sind 1363. Ökologische und/oder soziale Zusatzinformationen sind für potentielle Kunden oft nicht verfügbar oder es werden die Transaktionskosten als zu hoch eingeschätzt.1364 Die Verwendung gängiger (halb-)staatlicher Produktlabels kann daher aus heutiger Sicht eine systematische produktbezogene Umwelt- bzw. Nachhaltigkeitsberichterstattung ergänzen, aber nicht ersetzen. Die oben angesprochenen empirischen Befunde, wonach durch die standortbezogene Umwelt- bzw. Nachhaltigkeitsberichterstattung die Bezugsgruppe der Kunden nicht tatsächlich erreicht wird, dürfen eigentlich nicht überraschen. Handelt es sich doch bei den in den letzten 15 Jahre erstellten Umweltberichten durchwegs um Berichte, deren Schwerpunkt – auch bedingt durch den Leitcharakter von EMAS – die Umweltaspekte der Betriebsstandorte bzw. Unternehmen als stofflich-energetisch definierte Einheiten bilden und nicht die indirekten Umweltaspekte der hergestellten Produkte entlang des ökologischen Produktlebenszyklus. Mit den „Sustainability Reporting Guidelines 2002“ der Global Reporting Initiative (GRI) liegt ein Leitfadenwerk vor, das zwar viele Unternehmen in den letzten Jahren bewogen hat ökologische, ökonomische und soziale Aspekte in der Unternehmensberichterstattung miteinander zu verknüpfen, systematische Anstrengungen in Richtung Integration der Produkt- und Betriebsperspektive etwa durch eine produktbezogenen Umwelt- bzw. Nachhaltigkeitsberichterstattung wurden jedoch nicht unternommen. Hier setzen die CS-Strategien der Markt- und Legitimitätsentwicklung an. Die CSStrategie der Marktentwicklung versucht die Barrieren für die Durchsetzung (ökologisch) nachhaltiger Produkte und Dienstleistungen im Markt zu beseitigen. Die CSStrategie der Legitimitätsentwicklung bezieht sich nicht direkt auf den Markt, sondern auf die Veränderung der Rahmenbedingungen des Marktes zur Förderung (ökologisch) nachhaltiger Produkte. Die produktbezogene Umwelt- bzw. Nachhaltigkeitsbericht1362

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So beziehen sich die Kriterien beim österreichische „Bio“-Prüfzeichen für Lebensmittel immerhin auf die Lebenszyklusphasen „Rohstoffentnahme“, „landwirtschaftliche Produktion“ und „Nahrungsaufnahme/Konsumtion“. Zugleich darf mit dem Begriff des „Bio“treibstoffes keine biologisch wirtschaftende Landwirtschaft mit der Herstellung dieses Produktes in Verbindung gebracht werden. So etwa bedeutet das weit verbreitete Label „Öko-Tex Standard 100“, dass das mit dem Label versehene Textilprodukt keinerlei bedenkliche Schadstoffe für den Träger/die Trägerin enthält. Die Kriterien für die Label-Vergabe beziehen sich somit lediglich auf die Gebrauchsphase des Textils, obwohl es sich mit der Verwendung des Begriffes „Öko“ scheinbar auf den gesamten ökologischen Produktlebenszyklus bezieht. Vgl. Lethmate 2006, S. 196.

326 erstattung kann als Instrument zur Umsetzung der entsprechenden Strategien ebenso angesehen werden, wie als Mittel zur Darlegung der jeweiligen Strategiebemühungen. Bei der CS-Strategie der Marktentwicklung stehen die Kunden als Anspruchsgruppe im Vordergrund, die CS-Strategie der Legitimitätsentwicklung adressiert in erster Linie die Anspruchsgruppen von „Staat/Politik“ und „Öffentlichkeit“. Die CS-Strategie der Legitimitätsentwicklung umfasst drei Aufgabenfelder:1365 1. Problemerforschung (Teilnahme des Unternehmens an einer möglichst frühzeitigen und umfassenden Erforschung von Umweltproblemen entlang des ökologischen Produktlebenszyklus, die durch eigene Produkte induziert werden), 2. Öffentlichkeitsentwicklung (Förderung eines öffentlichen Bewusstseins für ein ökologisch nachhaltiges Produktdesign sowie ein umweltfreundliches Verhalten in den Bereichen Gebrauch/ Verbrauch, Transport und Recycling/Entsorgung der Produkte) sowie 3. Politikentwicklung (Sensibilisierung der Politik für die Schaffung von Rahmenbedingungen zur Entwicklung ökologisch nachhaltiger Produkte). Durch die Stiftung gesellschaftlichen Nutzens soll die unternehmerische Legitimität erhöht werden. Da Unternehmen generell im Verdacht der Einseitigkeit und der ausschließlichen Wahrung eigennütziger Interessen stehen 1366, kann das Unternehmen durch eine glaubwürdige Umsetzung der Legitimitätsstrategie dieser Zuschreibung (im Einzelfall) wirksam begegnen. Die produktbezogene Nachhaltigkeitsberichterstattung überschneidet sich mit der standort-/unternehmensbezogenen Nachhaltigkeitsberichterstattung unter dem Vorzeichen der Produktperspektive.1367 Die produktbezogene Nachhaltigkeitsberichterstattung kann auch als Instrument des umwelt- bzw. nachhaltigkeitsorientierten Marketings verstanden werden. Mit der Kommunikation ökologisch und ökonomisch vorteilhafter Produkteigenschaften dient diese Berichterstattung auch den Zwecken der CS-Strategie der Lebenszyklusinnovation, d.h. der Generierung von Erfolgspotentialen.1368 Lebenszyklusweite Kosteninformationen sind ein unverzichtbarer Bestandteil der produktbezogenen Nachhaltigkeitsberichterstattung. Hierbei handelt es sich um Kosteninformationen, die in den einzelnen Lebensphasen des Produkts vor allem für den Kunden, aber auch für andere Anspruchsgruppen entstehen. So können etwa die 1365 1366

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In konzeptioneller Anlehnung an Dyllick/Belz/Schneidewind 1997, S. 155 ff. Unternehmen wird etwa im Vergleich zu Staat, Wissenschaft und Nichtregierungsorganisationen ein wesentlich geringeres Interesse an der Entwicklung des Gemeinwohls zugeschrieben (vgl. ebd., S. 160). Die Anwendung der Kernbilanzidee im Rahmen der standortbezogenen Umwelt- bzw. Nachhaltigkeitsberichterstattung stellt wiederum eine Integration von Betriebs- und Produktbilanz unter dem Vorzeichen der Betriebsbilanz dar. Die CS-Strategie der Lebenszyklusinnovation wird in Kapitel 4.2.4 jedoch ausschließlich unter Umweltkostengesichtspunkten erörtert.

327 Energiekosten der Produktnutzung für den Kunden von Interesse sein und mögliche Entsorgungskosten für Gemeinden und Abfallverbände. Lebenszyklusweite Kosteninformationen besitzen also nicht nur für Kunden, sondern auch für die Öffentlichkeit sowie für Staat u. Politik höchste Relevanz. Die zweckadäquaten (Kosten-)Ansätze leiten sich aus den wettbewerbsstrategisch basierten bzw. ethisch basierten Internalisierungsbestrebungen der jeweiligen CS-Strategie ab. Das Spektrum der lebenszyklusbezogenen (Kosten-)Ansätze reicht dabei von Umweltschutzkosten für den additiven Umweltschutz, interne Umweltwirkungskosten und Umwelteinwirkungen bis zu externe Umweltwirkungskosten und Umweltauswirkungen (Abb. 4-9).

4.2.2.1 Umwelt(kosten)ansätze der wettbewerbsstrategisch basierten Internalisierung

Im Rahmen einer nachhaltigkeitsorientierten Unternehmensstrategie (Abb. 4-9: weiße und hellgraue Markierung Feld II) liefert der Ansatz von (1) lebenszyklusbezogenen Umweltschutzkosten für den additiven Umweltschutz und (2) lebenszyklusbezogenen Umwelteinwirkungen zweckmäßige Kosten- und Umweltwirkungsinformationen. Zur ihrer Bestimmung wird von der Anwendung der schadschöpfungsorientierten Lebenszyklusrechnung mit dem Produkt als Betrachtungsobjekt ausgegangen. Im Zuge der Lebenszyklusrechnung ist zudem die Einnahme der stufenorientierte Sichtweise entlang der Schadschöpfungskette zweckmäßig. Im Folgenden wird ihre Abbildungsleistung erörtert. ad (1) lebenszyklusbezogene Umweltschutzkosten für den additiven Umweltschutz: In Analogie zu den obigen Ausführungen kann die Höhe der Umweltschutzkosten von in Vor- oder Nachstufen der Schadschöpfungskette befindlichen Unternehmen keinen Aufschluss geben über die produktinduzierten Umweltwirkungen oder gar über das Ausmaß der erbrachten Umweltleistungen. Für staatliche und öffentliche Anspruchsgruppen zeigt der Ausweis von lebenszyklusweiten Umweltschutzkosten trotzdem zweierlei: Zum einen zeigen die Umweltschutzkosten die Bemühungen im additiven Umweltschutz aller relevanten Akteure auf und geben zum zweiten Hinweise über den jeweiligen Internalisierungsgrad der produktbezogenen Umweltwirkungen. Der Ausweis von Umweltschutzkosten je Service-

328 einheit 1369 stärkt das Vertrauen zu den Anspruchsgruppen, da Vergleiche mit anderen Herstellern von den Anspruchsgruppen leichter durchgeführt werden können. Für die Darlegung der standortbezogener Umweltschutzkosten konnte herausgearbeitet werden, dass die sachliche Abgrenzung der Umweltschutzkosten nach verfahrenstechnischen Gesichtspunkten die praktikablere Methodik ist und auch mit aktuellen umweltstatischen Vorgaben eine wesentliche Übereinstimmung gegeben ist. Während die Darlegung von Umweltschutzkosten für integrierte Technologien – unter Bekanntgabe der Abgrenzungsregelungen – bei Betriebsstandorten jedenfalls zweckmäßig ist, ist der Ausweis von produktbezogenen Umweltschutz-Kostensummen von Vor- oder Nachstufen in der Regel nicht aussagekräftig, und zwar dann nicht, wenn eine gleiche Anwendung von Abgrenzungsregeln nicht gewährleistet ist. Der Ausweis entsprechender produktbezogener Kostensummen für den Einsatz additiver Umweltschutztechnologien wird hingegen als fester Bestandteil einer produktbezogenen Nachhaltigkeitsberichterstattung betrachtet. Eine diesbezügliche Berichterstattung wendet sich in erster Linie an staatliche und öffentliche Anspruchsgruppen. Jedoch dürften auch Kunden an den obigen Informationen interessiert sein, wenn diese im Zusammenhang mit anderen (nicht unmittelbar umweltbezogenen) lebenszyklusweiten Kosteninformation bereitgestellt werden, die für den Kunden hohe Relevanz haben. Konkret handelt es sich dabei um die Anschaffungskosten, um die Kosten, die durch die Produktnutzung entstehen und um die Kosten der laufenden Instandhaltung, die die Kosteninformationen zur Produktentsorgung (Umweltschutzkosten) ergänzen. Solche umfassenden Kosteninformationen sind Gegenstand einer produktbezogenen Nachhaltigkeitsberichterstattung.1370 Auf diese Weise erhält der Kunde Informationen über die Produktkosten bis zum Produktlebensende, die ihm die Entscheidung für die relative Vorteilhaftigkeit eines Produktes erleichtern. Das Kundenvertrauen zum Hersteller wird weiters gestärkt, wenn auch die Gesamtkosten je Serviceeinheit1371 des Produktes im Rahmen der Produktberichterstattung kommuniziert wird.

1369

1370

1371

Die Serviceeinheit eines Produktes ist Bestandteil des masseorientierten Bewertungsverfahrens „Materialinput pro Serviceeinheit (MIPS)“ von Schmidt-Bleek. Siehe hierzu in Kapitel 2.4.4.2.4.5 Punkt (1). Zu jedem dieser Kostenbereiche sollte die Produktberichterstattung weitergehende Informationen bereitstellen, wie etwa das in die Berechung eingehende Preisniveau der Energiepreise oder das durchschnittliche Kundenverhalten (Häufigkeit und Dauer der Produktnutzung) für die Phase der Produktnutzung. Vgl. Lethmate 2006, S. 208. Die Idee der Serviceeinheit (Schmidt-Bleek 1994) lehnt sich an die festzulegende „Funktionelle Einheit“ bei der Ökobilanzierung an. Bei einer Waschmaschine ist die Serviceeinheit durch die Funktion der Waschmaschine gegeben, beispielsweise vier Kilogramm durchschnittlich verschmutzte Wäsche zu reinigen. In die Gesamtkosten je Waschgang gehen alle für den Kunden relevanten Produktkosten bis zum Produktlebensende ein (Anschaffungskosten, Wasser- und Energiekosten, Instandhaltungskosten, Entsorgungskosten).

329 ad (2) lebenszyklusbezogene Umwelteinwirkungen: Umwelteinwirkungen als stofflichenergetische Komponenten sind für Anspruchsgruppen in Staat/Politik und Öffentlichkeit sowie für Kunden zwar nur in Bezug auf einzelne Lebenszyklusphasen von Bedeutung, sollten aber ebenso Bestandteil der Produktberichterstattung sein. Solche Lebenszyklusphasen sind typischerweise die Nutzung des Produktes, die – etwa bei unsachgemäßer Handhabung – mit einer Gesundheitsgefährdung einhergeht oder die Entsorgung des Produktes, die bei Missachtung von Sicherheitsvorgaben mit dem unkontrollierten Austritt von Schadstoffen verbunden sein kann. Hier sind die Grenzen fliesend zu den lebenszyklusbezogenen betrieblichen Umweltauswirkungen, deren Abbildung auf den Umwelteinwirkungen fußt.

4.2.2.2 Umwelt(kosten)ansätze der normativ-kritisch (ethisch) basierten Internalisierung

Im Rahmen einer nachhaltigkeitsverpflichteten Unternehmensstrategie (Abb. 4-9: hellgraues und dunkelgraue Markierung Feld II) liefert der Ansatz von (1) lebenszyklusbezogenen Umwelteinwirkungen und von (2) lebenszyklusbezogenen Umweltauswirkungen zweckmäßige Kosten- bzw. Umweltwirkungsinformationen. Zur ihrer Bestimmung wird von der Anwendung der Ökobilanzierung ausgegangen. Die Abbildung der Umweltein- und Umweltauswirkungen erfolgen sukzessive, denn die Abbildung der Umweltauswirkungen baut auf derjenigen der Umwelteinwirkungen auf. Zur Abbildung der Umweltwirkungen wird hier auf die Methodik der Ökobilanz in Kapitel 2.4.4.1.2.2 verwiesen. Da der Aufwand für die Erstellung einer umfassenden Produktökobilanz in vielen Fällen sehr hoch ist, ist es zweckmäßig die Abschätzung mittels Simplified LCA oder Streamling-Analysen durchzuführen. Dabei wird man sich häufig auf ausgewählte Umweltindikatoren beschränken. Betrachtet man beispielsweise den Beitrag eines Personenkraftwagens zum Treibhauseffekt, so könnten die – vor allem bei der Herstellung und bei der Nutzung des Fahrzeuges anfallenden – Kohlenstoffdioxidemissionen summiert werden und als Einzelindikator „lebenszyklusweite Kohlenstoffdioxideffizienz“ in Bezug auf eine definierte Serviceeinheit (z.B. 100 Kilometer Fahrleistung des Personenkraftwagens) im Rahmen der Produktberichterstattung ausgewiesen werden. Auf diese Weise ist ein lebenszyklusweiter Vergleich von Produkten möglich. Solche Informationen sind nicht nur für Kunden von Interesse, sondern auch für andere Anspruchsgruppen.

5

SCHLUSSBETRACHTUNG

Die Bilder von „Natur“ und „Umwelt“ wie sie im Laufe der Geschichte und von den Wirtschaftswissenschaften im 20. Jahrhundert gezeichnet wurden, waren der Ausgangspunkt der Betrachtungen in dieser Arbeit. Sie haben den Blick geschärft für die Arbeitsdefinition der „natürlichen Umwelt“. In einem schlichten ökologischen Weltmodell ist sie räumlich zwischen der terrestrischen und der extraterrestrischen Rahmenwelt als „dünne Hülle“ dieser Erde eingeordnet und begrenzt. Ihre Existenz und Weiterentwicklung ist engst mit der solar getriebenen Nutzung des irdischen Stoffvorrates und seiner laufenden Rück- und Kreislaufführung verbunden. Der Mensch hat in seinem Wirkungsraum aus der natürlichen Umwelt und der terrestrischen Rahmenwelt die Technosphäre hervorgebracht, die es gilt auf Dauer ökologisch kompatibel zu gestalten. Den äußeren Rahmen der Arbeit bildete die Untersuchung der Nachhaltigkeitskonzepte. Es konnte gezeigt werden, dass das Konzept der „kritischen ökologischen Nachhaltigkeit“ die Funktionsfähigkeit der natürlichen Umwelt durch das Einziehen von physischen Bestandsuntergrenzen für „kritisches natürliches Kapitel“ gewährleisten kann, zugleich aber einen Spielraum für technischen Fortschritt in Wirtschaft und Gesellschaft belässt. Zielsetzung dieser Arbeit war, die Gestaltungsmöglichkeiten zu untersuchen, die ein System der ökologisch nachhaltigkeitsorientierten Steuerung bietet. Die Analyse hat ergeben, dass die Fragen nach der Ökologieorientierung des Kostenmanagements und seiner Steuerungsmöglichkeiten und -grenzen tiefgehend und umfassend zugleich zu beantworten sind. Das hierbei umrissene Umweltkostenmanagement wurde als

integriert aufgefasst, da es nicht ausschließlich auf die Verbesserung der ökologischen Performance ausgerichtet ist, sondern unter dem Gesichtspunkt der Ressourceneffizienz die ökonomische Performance grundsätzlich und wesentlich (mit)beeinflusst. Auf der betrieblichen Ebene wurden Möglichkeiten und Grenzen der Berücksichtigung von betrieblichen Umweltwirkungen und Umweltschutzmaßnahmen im Rahmen eines integrierten Umweltkostenmanagements aufgezeigt. Die Komplexität der Umweltwirkungen erschwert dabei ihre Erfassung, Zuordnung und Bewertung erheblich. Deshalb wurden zunächst unerwünschte betriebliche Outputs hinsichtlich ihrer stofflich-energetischen Eigenschaften und ihrer wirtschaftlichen Bedeutung ausdifferenziert und systematisiert. Die Umweltwirkungen können teilweise monetär bewertet werden. Darüber hinaus stehen verschiedene nicht-monetäre Bewertungsansätze zur Verfügung. Es konnte gezeigt werden, dass die ökologische Abbildungsleistung von

331 naturwissenschaftlich fundierten Bewertungsverfahren wie „Centrum voor Milieukunde (CML)“ und „Umweltbundesamt Berlin - Version ´99“ denen anderer Verfahren überlegen ist. Für die Erfassung von betrieblichen Umweltwirkungen wurden Umweltbilanzen als geeignete Instrumente herausgestellt. Andere Instrumente zeigen hier deutliche Schwächen, wie etwa die Umweltstückliste, bei der eine vollständige Zurechnung der betrieblichen Umweltwirkungen auf Prozesse und Produkte nur dann möglich ist, wenn bei den relevanten Prozessen keine Kuppelproduktion stattfindet. Es konnte gezeigt werden, dass die Zurechnung jedoch auch bei der Umweltbilanzierung ein kritischer Schritt ist. Dies wird insbesondere bei der Beurteilung von Recyclingprodukten schlagend: Wird der für die Herstellung erforderliche Primär-Input allein dem Erstprodukt zugerechnet, so unterscheiden sich die Umweltbilanz-Ergebnisse gravierend von jenen Ergebnissen, bei denen davon ausgegangen wird, dass der Primär-Input auf das Erstprodukt und alle Folgeprodukte zu verteilen sind. Die Analyse der Empfehlungen der ISO 14040er-Normenreihe hat ergeben, dass in dieser wichtigen Frage von der für die Umweltbilanzierung maßgebenden internationalen Normungsorganisation kein Beitrag zu einer Vereinheitlichung der Zurechnungspraxis geleistet wird. Als der für das integrierte Umweltkostenmanagement geeignete Kostenbegriff wird der wertmäßige Kostenbegriff herausgestellt. Er bildet die Grundlage für Umweltkostenansätze, mit denen ein integriertes Umweltkostenmanagement operiert. Um die ökologische Aussagekraft des Ansatzes der Stoff- und Energieverluste-Kosten zu verbessern, werden diese Kosten mit den externen Kosten der betrieblichen Stoff- und Energieverluste zum Unwertkostenansatz zusammengeführt. Mit der Ausgestaltung der schadschöpfungsorientierten Lebenszyklusrechnung wird die ganzheitliche Sichtweise bei der Steuerung der produktbezogenen Nachhaltigkeit und bei langfristigen betrieblichen Entscheidungen unterstützt. Aufgabe im letzten Teil dieser Arbeit war es, die vom Umweltkostenmanagement zur Verfügung gestellten Umweltkosten- und Umweltwirkungsinformationen für die Umsetzung von Strategien der ökologischen Nachhaltigkeit nutzbar zu machen. Dazu wurde ein Bezugsrahmen entwickelt, der die essentiellen Bestimmungsfaktoren zur Umsetzung der unternehmerischen ökologischen Nachhaltigkeit umfasst: Die ökologischen Forderungen der Anspruchsgruppen aus den gesellschaftlichen Lenkungssystemen „Staat/Politik“ und „Öffentlichkeit“ sowie „Markt“ bilden hier den Strategiebezug, die spezifische Übernahme der ökologischen Verantwortung definiert hier die Ausrichtung der Nachhaltigkeitsstrategie. Die Übernahme von Verantwortung wurde im Hinblick auf die mögliche Breite („Betrieb“ versus „Produktlebenszyklus“) und die

332 mögliche Tiefe („Einbezug internalisierter Effekte“ versus „Einbezug externalisierter Effekte“ als Bandbreite) der übernommenen Verantwortung differenziert. Erst der Verbund ökologieorientierter Wettbewerbsstrategien und ethikbasierter Strategien konstituiert spezifische Corporate Sustainability-Strategien, die im Zuge einer Typologisierung gegenübergestellt wurden: „Corporate Sustainability-Strategie der Standortsicherung“, „Corporate Sustainability-Strategie der Markt- und Legitimitätsentwicklung“, „Corporate Sustainability-Strategie der Effizienzverbesserung“ und „Corporate Sustainability-Strategie der Lebenszyklusinnovation“. Anschließend wurden den Strategietypen zweckentsprechende Umweltkosten- und Umweltwirkungsansätze zugeordnet. Es konnte gezeigt werden, dass jede dieser Corporate Sustainability-Strategien einen spezifischen Beitrag zur ökologischen Nachhaltigkeit zu leisten imstande ist. Mit den unterschiedlich ausgeprägten Bemühungen von Unternehmen in Richtung nachhaltiger Entwicklung schließt sich der Gedankenkreis zum Beginn der Arbeit über die verschiedenen Bilder von „Natur“ und „Umwelt“; Bilder, die von diesen Bemühungen der Unternehmen nicht unwesentlich geprägt werden.

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389 Umweltbundesamt Berlin (Hrsg.) (1995b): Methodik der Ökobilanzen - Wirkungsbilanz und Bewertung, Berlin 1995

produktbezogenen

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394 EU 2001a [EMAS II] Verordnung (EG) Nr. 761/2001 des Europäischen Parlamentes und des Rates vom 19. März 2001 über die freiwillige Beteiligung von Organisationen an einem Gemeinschaftssystem für das Umweltmanagement und die Umweltbetriebsprüfung (Amtsblatt der Europäischen Gemeinschaften Nr. L 114 vom 24.4.2001, S. 1-47) EU 2001b Empfehlung der Kommission vom 30. Mai 2001 zur Berücksichtigung von Umweltaspekten in Jahresabschluss und Lagebericht von Unternehmen: Ausweis, Bewertung und Offenlegung (Amtsblatt der Europäischen Gemeinschaften Nr. L 156/34 vom 13.6.2001) EU 2002 Mitteilung der Kommission betreffend die soziale Verantwortung der Unternehmen: ein Unternehmensbeitrag zur nachhaltigen Entwicklung, KOM(2002) 347 endgültig, Brüssel 2.7.2002 EU 2003a [Modernisation Directive] Richtlinie 2003/51/EG des Europäischen Parlamentes und des Rates vom 18. Juni 2003 zur Änderung der Richtlinien 78/660/EWG, 83/349/EWG und 91/674/EWG über den Jahresabschluss und den konsolidierten Abschluss von Gesellschaften bestimmter Rechtsformen, von Banken und anderen Finanzinstituten sowie von Versicherungsunternehmen (Amtsblatt der Europäischen Union Nr. L 178/16 vom 17.7.2003) EU 2003b Richtlinie 2003/87/EG des Europäischen Parlamentes und des Rates vom 13. Oktober 2003 über ein System für den Handel mit Treibhausgasemissionszertifikaten in der Gemeinschaft und zur Änderung der Richtlinie 96/61/EG (Amtsblatt der Europäischen Union Nr. L 275/32 vom 25.10.2003) Rechnungslegungsänderungsgesetz 2004 (ReLÄG 2004 – Österreich) Bundesgesetz, mit dem das Handelsgesetzbuch, das Bankwesengesetz, das Versicherungsaufsichtsgesetz, das Wertpapieraufsichtsgesetz, das Pensionskassengesetz, das Betriebliche Mitarbeitervorsorgegesetz und das Nationalbankgesetz 1984 an die IAS -Verordnung angepasst und die Modernisierungs- sowie die Schwellenwertrichtlinie umgesetzt und das Firmenbuchgesetz, das Aktiengesetz sowie das GmbH-Gesetz geändert werden in (Rechnungslegungsänderungsgesetz 2004) i. d. F. der Bekanntmachung vom 30. Dezember 2004 (BGBl. I Nr. 161/2004)

395 Normen und Standards

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396 Österreichisches Normungsinstitut (2005b): Stoffflussanalyse Teil 1: Anwendung in der Abfallwirtschaft - Begriffe, ÖNORM S 2096-1, Wien 2005 Österreichisches Normungsinstitut (2006a): Umweltmanagement - Ökobilanz: Grundsätze und Rahmenbedingungen (deutschsprachige Fassung der EN ISO 14040:2006), Wien 2006 Österreichisches Normungsinstitut (2006b): Umweltmanagement - Ökobilanz: Anforderungen und Anleitungen (deutschsprachige Fassung der EN ISO 14044:2006), Wien 2006 Verein Deutscher Ingenieure (1995): Kumulierter Energieaufwand - Begriffe, Definitionen, Berechnungsmethoden (Entwurf VDI-Richtlinie 4600), Düsseldorf 1995 Verein Deutscher Ingenieure (1997a): Kumulierter Energieaufwand - Begriffe, Definitionen, Berechnungsmethoden (VDI-Richtlinie 4600), Düsseldorf 1997 Verein Deutscher Ingenieure (1979b): Kostenermittlung für Anlagen und Maßnahmen zur Emissionsminderung (VDI-Richtlinie 3800, Erstausgabe), Düsseldorf 1997 Verein Deutscher Ingenieure (2001): Ermittlung der Aufwendungen für Maßnahmen zum betrieblichen Umweltschutz (VDI-Richtlinie 3800), Düsseldorf 2001

397 SONSTIGE QUELLEN Veröffentlichungen statistischer Ämter

Statistik Austria (2006): Standard-Dokumentation Metainformationen (Definitionen, Erläuterungen, Methoden, Qualität) zur Umweltschutzausgabenrechung, Wien 2006 Statistisches Amt der Europäischen Gemeinschaften (Eurostat) (1994): SERIEE Systéme Européen de Rassemblement de I’Information Économique sur I’Environnement (Handbuch Version 1994), Luxembourg 1994

Nachschlagewerke

Bibliographisches Institut & F. A. Brockhaus AG (Hrsg.) (2006): Der Brockhaus multimedial 2006, Mannheim et al. 2006 Duden Physik (2004): Physik (hrsg. vom Dudenverlag), 5. neu bearbeitete Aufl., Mannheim et al. 2004

Umwelterklärungen

Energie AG (2002): Umwelterklärung für die Kraftwerke Riedersbach 1 und Riedersbach 2 gemäß EG-Öko-Audit-Verordnung Nr. 76/2001, Riedersbach 2002 Voestalpine Stahl (2004): Umwelterklärung 2004 der voestalpine – Division Stahl

Internetquellen

http://www.bgr.bund.de/DE/Home Bundesamt für Geowissenschaften und Rohstoffe, Hannover http://www.fai.org Fédération Aéronautique Internationale http://www.cepaa.org Social Accounting Standard 8000

398 http://www.gabi-software.com Ökobilanz-Software GABI” http://www.ifeu.de Institut für Energie- und Umweltforschung in Heidelberg http://www.ipcc.ch Intergovernmental Panel on Climate Change (IPPC) http://www.lua.nrw.de Landesamt für Natur, Umwelt und Verbraucherschutz Nordrhein-Westfalen http://www.pius-info.de PIUS-Netzwerk Deutschland http://www.prepare.at Prepare-Österreich-Initiative http://www.responsiblecare.org Responsible Care - Internationale Initiative der Chemischen Industrie http://www.umberto.de Ökobilanz-Software UMBERTO” http://www.umweltbundesamt.de Umweltbundesamt Berlin http://www.whitehouse.gov/ceq Council of Environmental Quality