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DEBATTE/038: Nachhaltigkeit und Konsequenzen - Akzente im Spektrum der Lebenserhaltungsfragen (2) (umg)


umwelt · medizin · gesellschaft - 1/2012
Humanökologie - soziale Verantwortung - globales Überleben

Übersicht über Umweltindikatoren, Modelle und Methoden der Umweltwirkungsabschätzung in der Ökobilanzierung

Von Jens Buchgeister



Der allgemeine Rahmen und die Vorgehensweise der Wirkungsabschätzung von Umweltauswirkungen innerhalb der Methodik der Ökobilanzierung wird vorgestellt. Außerdem wird die Basis der naturwissenschaftlichen Indikatoren zur Bestimmung von Umweltzustandsänderungen, ihre Modelle sowie deren mathematische Umsetzung zur Operationalisierung von Umweltaspekten aufgezeigt.

Am Beispiel eines Prozesses zur Stromerzeugung werden die Ergebnisse der vorgestellten Wirkungsabschätzungsmethoden Impact 2002, CML 2001 und Eco-indicator 99 vergleichend gegenübergestellt und die Unsicherheiten sowie Grenzen der quantitativen umweltbezogenen Bewertung diskutiert.

Schlüsselwörter: Ökobilanz, Wirkungsabschätzung, Umweltindikatoren, Wirkungsabschätzungsmethoden,


Einleitung

Im Zuge steigender Aufmerksamkeit für Umweltbeeinträchtigungen beispielsweise die Freisetzung von Treibhausgasen durch menschliche Einflüsse sind Auswirkungen auf die Umwelt Faktoren, die innerhalb einer Abschätzung von Technik- oder Produktfolgen für eine umweltbezogene Bewertung herangezogen werden. Insbesondere Investoren und kritische Verbraucher fordern von Unternehmen, die Bereitstellung fundierter quantitativer Informationen zu den Umweltwirkungen der angebotenen Produkte. Die Grundlage solcher Umweltkennzeichnungen und Umweltdeklarationen für Produkte beruhen aus dem Einsatz der Ökobilanzierung(1) nach DIN EN ISO 14040 und 14044 (ISO 2006a, ISO 2006b), die eine quantitative Bestimmung von Umweltauswirkungen vornimmt.

Der Anspruch der Norm ist eine in allen Aspekten der Umwelteinflußnahme vollständige quantitative Abschätzung von Umweltauswirkungen vorzunehmen. Hierbei stellt sich bereits allein die Vielzahl an verschiedenen Umweltaspekten vollständig zu berücksichtigen, als ungelöst und äußerst schwierig dar.


Wirkungsabschätzung im Rahmen der Ökobilanzierung

Innerhalb einer Ökobilanz erfolgt die Wirkungsabschätzung auf Basis der erstellten Sachbilanz, die den erforderlichen Flächenbedarf sowie die eintretenden (Input) und austretenden Stoffströme (Output) des Untersuchungsgegenstandes beinhaltet. Die Wirkungsabschätzung stellt sowohl den Bezug der ermittelten Rohstoffentnahmen aus der natürlichen Umwelt (inputseitig) als auch das Emittieren von Emissionen in die Atmosphäre (outputseitig) zur Einflußnahme auf den Umweltzustand her. Hierbei werden unter dem Begriff Umwelt folgende Umweltschutzgüter verstanden:

  • abiotische und biotische natürliche Ressourcen, (Rohstoffe, Wasser, Bodenfläche, Flora u. Fauna)
  • abiotische und biotische natürliche Umwelt (z.B. Hochgebirge, Umweltmedien Wasser, Boden, Luft)
  • abiotische und biotische Kulturlandschaft und Kulturgut
  • menschliche Gesundheit

Zur quantitativen Bestimmung von Umweltauswirkungen geht es um die Erstellung eines funktionalen Zusammenhangs, der zur Operationalisierung von Umwelteinflüssen, die sogenannten Umweltaspekte dient (ISO 2006b). Bei der Ausgestaltung und Weiterentwicklung des methodischen Ansatzes der Ökobilanz sind insbesondere für den Schritt der Wirkungsabschätzung große Anstrengungen erfolgt, wie die Vielzahl an grundlegenden Arbeiten Anfang der 90er Jahre dokumentiert (SETAC 1993, FAVA et al. 1993, DE HAES 1996). Trotzdem stellt sich allein die Vielzahl an verschiedenen Umweltaspekten vollständig innerhalb des Schritts der Wirkungsabschätzung zu berücksichtigen, bislang als ungelöst dar. Die folgende Abbildung von Hofstetter und Braunschweig soll verdeutlichen, wie schwierig und komplex sich die Aufgabe der vollständigen Einbeziehung aller Einflüsse auf die Umwelt darstellt.

Abb. 1: Auswahl von Umweltaspekten und Ihre Wirkungsbeziehungen, die maßgeblich Einfluss auf die Gesamtumweltbelastung nehmen (angepasst nach HOFSTETTER & BRAUNSCHWEIG 1994)

Abb. 1: Auswahl von Umweltaspekten und Ihre Wirkungsbeziehungen, die maßgeblich Einfluss auf die Gesamtumweltbelastung nehmen
(angepasst nach HOFSTETTER & BRAUNSCHWEIG 1994)


Hierbei sind die Wirkungsbeziehungen, die zwischen unterschiedlichen Umweltaspekten bestehen, beispielsweise an den Stellen, an denen gleichzeitig eine chemische Belastung sowie physikalische Beeinträchtigung auftreten, zugunsten der Übersichtlichkeit nicht dargestellt worden. Des Weiteren lassen sich trotz des ansteigenden Wissens in der Toxikologie und Ökosystemforschung bislang nicht alle Einflüsse quantifizieren und ein operationalisierendes Modell mittels eines messbaren Wirkungsindikators aufstellen. Nur für die in den Ellipsen grau hinterlegten Umweltaspekte liegt überhaupt eine quantifizierbare Operationalisierung vor. Hierfür spielen der zeitliche und räumliche Betrachtungsrahmen sowie die grundlegenden Annahmen bei der messtechnischen Charakterisierung des Wirkungsindikators eine bedeutende Rolle, die sich zwischen input- und outputbezogenen Indikatoren deutlich unterscheiden können. Die allgemeine Konzeptstruktur zur umweltbezogenen Bewertung mittels Wirkungskategorien innerhalb der Ökobilanzierung stellt Abbildung 2 dar (JOLLIET et al. 2004: 395).

Abb. 2: Allgemeines Konzept der Wirkungskategorien zur umweltbezogenen Bewertung im Rahmen der Ökobilanzierung (angepasst nach JOLLIET et al. 2004: 395)

Abb. 2: Allgemeines Konzept der Wirkungskategorien zur umweltbezogenen Bewertung im Rahmen der Ökobilanzierung (angepasst nach JOLLIET et al. 2004: 395)


Ziel der Konzeptstruktur ist sowohl die input- als auch outputbezogenen Umwelteinflüsse (Wirkkategorien) in einzelne Wirkungspfade wie z.B. die Klimaänderung abzugrenzen und auf Basis der oben festgelegten Schutzgüter der Umwelt einen funktionalen Zusammenhang zur Beschreibung der Veränderung zu ermöglichen. Dieses flexible Konzept bietet den Vorteil, dass neue oder bisher nur qualitativ beschreibbare Umwelteinflüsse sich einfach in die Struktur eingliedern lassen. Zudem trägt es, dem steigenden Erkenntnisgewinn über reale Auswirkungen an den Umweltschutzgütern und den kausalen Wirkzusammenhängen Rechnung, z.B. die Steigerung an menschlichen Hautkrebserkrankungen durch die Freisetzung von FCKW-haltigen Substanzen ausgelöst werden. Das erfordert wiederum sehr genaue räumliche und zeitliche Kenntnisse über den spezifischen Pfad einer jeden emittierten Substanz in die Umwelt, um das spezifische Ausbreitungsverhalten sowie die nach der Aufnahme ablaufenden Wirkungsbeziehungen in der Atmo-, Hydro- und Lithosphäre quantitativ ermitteln zu können. In Abbildung 2 wird über die Unterscheidung zwischen strichlierter und volllinierter Pfeile auf den unterschiedlichen Wissensstand zur Operationalisierung des funktionalen Zusammenhangs einer Wirkungskategorie hingewiesen. Nur bei den volllinierten Pfeilen lässt sich der Umweltschaden der Wirkungskategorie am Wirkungsendpunkt quantitativ über einen funktionalen Wirkzusammenhang beschreiben. Das bedeutet über den Wirkungsindikator kann der auftretende Umwelteffekt beispielsweise einer Immission bis zum Schaden an einem oder mehreren Umweltschutzgütern, den Wirkungsendpunkten, als metrische Größe quantitativ ausgedrückt werden. Bei den strichlierten Pfeilen ist der Wirkungszusammenhang nur qualitativ bekannt.


Midpoint- und Endpoint-Wirkungsindikatorenansätze

Nach der ISO-Norm kann der Wirkungsindikator entlang des gesamten Umweltwirkungspfads zwischen dem Sachbilanzergebnis und den Wirkungsendpunkten in der Umwelt frei festgelegt werden (ISO 2006b: 37). Bei der Festlegung an welcher Stelle entlang des Wirkungspfades der funktionale Zusammenhang zur mathematischen Beschreibung des Wirkungsindikator ansetzt, gibt es zwei unterschiedliche Ansätze, die in der angelsächsischen Literatur als Midpoint- und Endpoint-Betrachtungsweise bezeichnet werden (BARE et al. 2000, JOLLIET et al. 2004). Während der Midpoint-Ansatz über den Wirkungsindikator nur die potenzielle Veränderung des Umweltzustands quantitativ beschreibt, versuchen die Endpoint-Ansätze über den Indikator die kausalen Zusammenhänge zu den realen Veränderungen und Auswirkungen an einem oder mehreren Umweltschutzgütern herzustellen. Zur Verdeutlichung der genannten Unterschiede zwischen dem Midpoint- und dem Endpoint-Ansatz ist in der Abbildung 3 exemplarisch der vollständige Wirkungspfad von der Freisetzung ozonzerstörender Emissionen bis zu den Schutzgütern für die Wirkungskategorie der stratosphärischen Ozonzerstörung dargestellt.

Abb. 3: Beispiel eines Wirkungspfads von emittierten ozonzerstörenden Substanzen zu den Auswirkungen auf die Schutzgüter Menschliche Gesundheit, biotische natürliche Umwelt sowie biotische Kulturlandschaft und abiotische Kulturgüter (angepasst nach JOLLIET et al 2004: 398)

Abb. 3: Beispiel eines Wirkungspfads von emittierten ozonzerstörenden Substanzen zu den Auswirkungen auf die Schutzgüter Menschliche Gesundheit, biotische natürliche Umwelt sowie biotische Kulturlandschaft und abiotische Kulturgüter (angepasst nach JOLLIET et al 2004: 398)


Die Verteilung der ozonzerstörenden Emissionen findet zunächst in der Troposphäre statt, bevor sie durchschnittlich nach etwa 4 Jahren in die höhere Schicht, der Stratosphäre, gelangen und sich dort komplett anreichern (GUINÉE 2001). Beim Aufstieg der ozonzerstörenden Stoffe in die höheren Luftschichten kommt es mittels Sonneneinstrahlung zur Aufspaltung der Substanzen. Infolge der Aufspaltung bilden sich aus den Substanzen sehr reaktive Radikale (meist Chlor- oder Brom-Atome), die mit den in der Stratosphäre vorhandenen Ozonmolekülen (O3) eine Reaktion eingehen und die Ozonkonzentration messbar herabsetzen. Dieser Mechanismus der Reduktion der Ozonkonzentration, der Wirkungsindikator, läuft bei allen ozonzerstörenden Substanzen, ob Halon, FCKW oder HFCKW, nach gleichem Muster sehr ähnlich ab. Hierdurch lässt sich ein relativer Bezug über das quantitative Ausmaß der Ozonkonzentrationsreduktion zwischen den einzelnen Substanzen herstellen. Per Definition wird beim Midpoint-Ansatz das stratosphärische Ozonzerstörungspotenzial(2) der ozonzerstörenden Substanzen in Relation zur Reduktion der Ozonkonzentration durch die Referenzsubstanz Trichlorfluormethan (CFCl3 bzw. CFC-11 oder R11) angegeben, wie in Abbildung 3 dargestellt.

Infolge des beschriebenen Wirkungsmechanismus zur Reduktion der Ozonkonzentration in der Stratosphäre kommt es zur verstärkten Sonneneinstrahlung auf der Erde, die zu einer dauerhaften Erhöhung der Ultravioletten-Strahlung (UV-Strahlung) auf der Erdoberfläche führt (WMO 1999). Als Faustformel gilt: pro Prozent an reduzierter Ozonkonzentration in der Stratosphäre steigt die UV-Strahlung um ca. zwei Prozent an. Durch den Abbau der Ozonschicht kommt es zu einer deutlichen Erhöhung der UV-B-Strahlung, die beim Menschen für Sonnenbrände und bei Dauerbelastung auch für die Entstehung von Hautkrebs verantwortlich ist. Dieser direkte Zusammenhang zwischen UV-B-Strahlung und Hautkrebs konnte bei den häufig auftretenden Formen der Basa- und Spinaliomen abgesichert beobachtet werden (IARC1992).

Ebenso ist aus Gesundheitsstudien bekannt, dass eine längere Exposition von erhöhter UV-B-Strahlung für das menschliche Auge zum grauen Star führt. Des weiteren wird vermutet, dass die erhöhte UV-B-Strahlung Einfluss auf die pflanzliche Vegetation im Meer, dem Plankton, und auf der Erdoberfläche hat, da die Pflanzen genauso wie der Mensch keine Schutzmechanismen besitzen bzw. zu wenig Zeit haben, um sich diesen Bedingungen in einer evolutionären Entwicklung anzupassen. Selbstverständlich nimmt die erhöhte UV-Strahlung auch Einfluss auf den Alterungsprozess von Materialien, deren molekulare Struktur empfindlich auf UV-Strahlung reagiert, wie z.B. Kunststoffe. Bei Kunststoffen ist bekannt, dass sich die Zersetzung der langkettigen Kohlenstoffverbindungen schneller vollzieht. Allerdings liegen keine Erkenntnisse und genaue Berechnungen vor, in welcher Weise dieser Effekt zu höheren Instandhaltungs- und Erneuerungskosten von Gebäuden, Anlagen und anderen Produkten führt, die sich in Teilen oder komplett aus Kunststoffen zusammensetzen und der direkten Sonnenstrahlung während der Nutzung ausgesetzt sind. Das bedeutet, zum jetzigen Zeitpunkt kann für den Endpoint-Ansatz mit dem Anstieg der UV-B-Strahlung nur die Wirkzusammenhänge zur Entstehung des menschlichen Hautkrebses und des grauen Stars quantitativ operationalisiert werden. Hierfür wird als Wirkindikator das Konzept des DALY (Disability-Adjusted Life Years) herangezogen, der den Verlust an Lebensjahren oder ein Äquivalent im Fall von Krankheitseffekten angibt. Eine umfassende Beschreibung des Konzepts findet sich in folgender Literatur (MURRAY & LOPEZ 1996, HOFSTETTER 1998).


Fazit des Vergleichs des Midpoint- und Endpoint-Ansatzes

Im Vergleich der beiden Ansätze Midpoint und Endpoint zur Quantifizierung des Wirkzusammenhangs bleibt festzuhalten, dass der Endpoint-Ansatz eine längere Kausalkette in der mathematischen Abbildung erfordert. Es müssen immer zwei Wirkmechanismen funktional miteinander verknüpft werden. Hierdurch wird eine ausgeprägte Differenzierung der Schäden auf die einzelnen Schutzgüter, den Wirkungsendpunkten sichtbar, allerdings ist eine längere Kausalkette zur mathematischen Beschreibung erforderlich, die mit jedem zusätzlichen Kettenglied zu einer höheren Fehlerunsicherheit zwischen den ursächlichen Emissionen und der zu messenden Umwelteffekte führt. Außerdem kann diese Ausdifferenzierung, um die Gesamtheit der spezifischen Veränderungen in der Bio-, Litho-, Hydro- und Atmosphäre bestimmen zu können, aufgrund fehlender Kenntnisse bzw. zu hohem Aufwand der Datenerhebung in der genauen räumlichen Differenzierung des Wirkungsverlaufs zurzeit nicht ausgeführt werden.

Bei der Auswahl zu vergleichender Wirkungsabschätzungsmethoden wurde die Methode CML 2001 als ein klassischer Vertreter des Midpoint-Ansatzes sowie der Eco-indicator 99 als Endpoint-Ansatz und die Methode IMPACT 2002 ausgewählt, die eine Wirkungsanalyse für beide Ansätze zulässt.


Wirkungsabschätzungsmethode CML 2001

Die Methode wurde nach der Herkunft ihrer Entwickler aus dem Centrum voor Milieukunde Leiden (CML)(3) in den Niederlanden benannt. Die allgemeine Struktur und der Aufbau der Wirkungsabschätzungsmethode CML 2001 zeigt Abbildung 4.

Abb. 4: Allgemeine Struktur und Aufbau der Wirkungsabschätzungsmethode CML 2001 Baseline (GUINÉE 2001)

Abb. 4: Allgemeine Struktur und Aufbau der Wirkungsabschätzungsmethode CML 2001 Baseline (GUINÉE 2001)


In der Grundstruktur der Methode, in der Literatur auch als "Baseline" bezeichnet, haben die Methodikentwickler 11 Wirkungskategorien zur Abdeckung aller Umweltaspekte vorgesehen (GUINÉE 2001). Im Einzelnen werden für folgende Wirkungskategorien quantitative Umweltbelastungen ermittelt:

  • Abiotischer Ressourcenbedarf,
  • Flächenbelegung,
  • Versauerung,
  • Eutrophierung,
  • Ökotoxizität im Meerwasser,
  • Ökotoxizität im Süßwasser,
  • Ökotoxizität im Boden,
  • Klimawandel,
  • Stratosphärische Ozonzerstörung,
  • Humantoxizität,
  • Chemische Photooxidantienbildung

Zusätzlich können je nach spezifischem Untersuchungsgegenstand folgende weitere Wirkungskategorien als Ergänzung herangezogen werden:

  • Ökotoxizität in Sedimenten (Süß- und Meerwasser),
  • Umwandlung von Fläche,
  • Ionisierende Strahlung (Radioaktivität)

Für jede Wirkungskategorie wird ein quantitativ zu charakterisierender Wirkzusammenhang zur Ausweisung eines Wirkungsindikators aufgestellt. Dies kann im Einzelnen insbesondere für die Kategorien zur Abbildung der Toxizität komplexe und aufwändige Modelle beinhalten, auf die an dieser Stelle nicht näher eingegangen werden soll, da dies für die Auswertung des Methodenvergleichs nicht von Belang ist.

Als Ergebnis wird ein Umweltprofil erstellt, welches sich aus den einzelnen Ergebniswerten zu jeder der 11 Wirkungskategorien zusammensetzt. Hierbei wird die potenzielle Umweltbelastung des Untersuchungsgegenstandes für jede der Wirkungskategorie auf die Gesamtemissionsbelastung von West-Europa normiert, so dass am Ende als Ergebnis eine dimensionslose Kennzahl für jede der Wirkungskategorien steht. Für den Vergleich verschiedener Wirkungsabschätzungsmethoden mit Mid- als auch Endpoint-Ansatz mittels eines Energieumwandlungsprozesses wurde eine gleichverteilte Gewichtung zwischen den 11 Wirkungskategorien angenommen, um aus der Kumulation der einzelnen Indikatorergebnisse jeder Kategorie die Gesamtumweltbelastung ermitteln zu können (siehe Abb. 4).


Wirkungsabschätzungsmethode Eco-indicator 99

Die Methode Eco-indicator 99 hat als Erste die Ausrichtung der Wirkungsindikatoren an den realen Umweltauswirkungen von Immissionen (Endpoint-Ansatz) umgesetzt und somit die Umweltrelevanz stärker in den Vordergrund der umweltbezogenen quantitativen Wirkungsabschätzung gestellt. Hierbei sind die drei wichtigsten Wirkungsendpunkte als Schutzgüter für die Umwelt herangezogen worden (GOEDKOOP & SPRIENSMA 2000):

  • Abiotische und biotische natürliche Ressourcen, (Rohstoffe, Wasser, Bodenfläche, Flora u. Fauna)
  • Abiotische und biotische natürliche Umwelt (z.B. Hochgebirge, Umweltmedien Wasser, Boden, Luft)
  • Menschliche Gesundheit

Das Schutzgut der abiotischen und biotischen Kulturlandschaft und Kulturgut bleibt unberücksichtigt.

Im Vordergrund der Methodenentwicklung des Eco-indicator stand eine Unterstützung innerhalb der Prozess- und Produktentwicklung im Unternehmen, um Entscheidungen hinsichtlich der Reduzierung von Umweltbelastungen zu vereinfachen.

Aus diesem Grund erfolgt die ökologische Bewertung reduziert auf einen einzigen Wert (single score), der, wie Abbildung 5 zeigt, sich aus der Gewichtung der drei Schutzgüter zueinander sowie die Addition der drei Einzelergebnisse als Gesamtwert in Eco-indicator Punkten ergibt. Hierbei ist das Verfahren der Gewichtung auf Basis verschiedener kultureller Perspektiven transparent offen gelegt. Dieses spezifische Bewertungsverfahren lässt sich vom Anwender durch eine eigene Sichtweise austauschen.

Abb. 5: Allgemeine Struktur und Aufbau der Wirkungsabschätzungsmethode Eco-indicator 99 (GOEDKOOP & SPRIENSMA 2000)

Abb. 5: Allgemeine Struktur und Aufbau der Wirkungsabschätzungsmethode Eco-indicator 99 (GOEDKOOP & SPRIENSMA 2000)


Wie Abbildung 5 zeigt, werden auch beim Eco-indicator 99 zur Abbildung aller Umweltauswirkungen 11 Wirkungskategorien herangezogen.

  • Abiotischer Ressourcenbedarf (nur metallische Mineralien und fossile Brennstoffe)
  • Flächenbelegung
  • Flächenumwandlung
  • Versauerung des Bodens
  • Eutrophierung des Bodens
  • Ökotoxizität (Luft-, Wasser- und Bodenemissionen (insbesondere Pestizide) verteilt auf agrarwirtschaftlich und industriell genutzten Böden)
  • Klimawandel
  • Stratosphärische Ozonzerstörung
  • Krebserregung
  • Atembeschwerden (hierzu zählen die organischen Substanzen die für das photochemische Ozonbildungspotenzial verantwortlich sind)
  • Ionisierende Strahlung (Radioaktivität)

Aufgrund des großen Aufwands der Datenerhebung zur Ausbreitung und Verteilung von Emissionen haben die Methodenentwickler eine sehr grobe örtliche Auflösung nämlich ganz Europa gewählt. Hieraus folgt die Annahme, dass jede Emission überall in Europa gleich verteilt wird. Das bedeutet, an Stelle der Betrachtungsweise von spezifischen örtlichen Bedingungen einer jeden auftretenden Emission tritt eine Sichtweise der Durchschnittsbedingungen für Regionen so groß wie Europa, um die Datenerhebung in einem praktikablen Aufwand zu halten. Dieser Kompromiss stellt eine grobe Näherung dar, da die extremen Unterschiede des spezifischen Umweltzustands in Europa bekannt sind. Allerdings liegen keine grundlegenden Einschränkungen vor, die die Anwendbarkeit des methodischen Ansatzes auf kleinere Regionen/Gebiete oder kontinental anderen Räumen wie z.B. Japan oder Kolumbien ausschließen würden.

Im Unterschied zur Methode des CML gelingt es der Methode des Eco-indicator 99 erstmalig die Kategorie der Flächenumwandlung zu integrieren. Allerdings kann die Methode in den toxischen Wirkungskategorien deutlich weniger Schadstoffe berücksichtigen sowohl als CML als auch der folgenden Wirkungsabschätzungsmethode Impact 2002.


Wirkungsabschätzungsmethode IMPACT 2002

Die Methode IMPACT 2002 vereint sowohl den Midpoint- als auch den Endpoint-Ansatz. Das bedeutet, die Wirkungsabschätzung kann sowohl nach dem Einen oder Anderen Ansatz durchgeführt werden. Die Abbildung 6 stellt die Struktur und den Aufbau der Methode dar, die dem Eco-indicator 99 sehr ähnelt. Die strukturellen Unterschiede sind durch die Schraffierungen gekennzeichnet worden. Sie liegen insbesondere in den Wirkkategorien nicht-erneuerbare Energieträger sowie der Öko- und Humantoxizität, währenddessen die Kategorie Flächenumwandlung fehlt. Zusätzlich wurde die Wirkkategorie des Klimawandels zum Schutzgut definiert und somit separat als ein zusätzlicher Wirkungsendpunkt integriert. Die durch diesen Schritt gestiegene Bedeutung des Klimawandels wird aus dem Wirkzusammenhang mit den Lebensfunktionen für Pflanzen, Tiere und Menschen abgeleitet. Abbildung 6 zeigt, dass die Methode folgende 11 Wirkungskategorien beinhaltet.

  • Abiotischer Ressourcenbedarf (nur metallische Mineralien und fossile Brennstoffe plus Uran und Torf)
  • Flächenbelegung
  • Versauerung und Eutrophierung des Bodens
  • Ökotoxizität im Boden
  • Ökotoxizität im Wasser
  • Klimawandel
  • Stratosphärische Ozonzerstörung
  • Chemische Photooxidantienbildung
  • Atembeschwerden (es wird nur der Einfluss der anorganischen Substanzen einbezogen)
  • Ionisierende Strahlung (Radioaktivität)
  • Humantoxizität

Insbesondere in den Kategorien Öko- und Humantoxizität bringt die Methode gegenüber dem Eco-indicator 99 deutliche Vorteile mit sich, da für eine deutliche größere Anzahl an Schadstoffen die quantitative Wirkungsabschätzung durchgeführt werden kann. Die Basis stellt ein neu strukturiertes Multimedia-Modell der Biosphäre dar, welches sowohl eine Anpassung für spezifische Bedingungen regionaler Räume als auch eine Integration der unterschiedlichen kontinentalen Niveaus zuläßt. Die Methodenentwickler haben keine Gewichtung der vier unterschiedlichen Schutzgüter vorgesehen, sondern eine getrennte Auswertung jedes einzelnen Schutzgutes. Dies ist für den Vergleich der verschiedenen Wirkungsabschätzungsmethoden nicht einzuhalten, aus diesem Grund ist eine gleichverteilte Gewichtung zwischen den Schutzgütern erfolgt, um sie zu einer Gesamtumweltbelastung aufsaldieren zu können.

 Abb. 6: Allgemeine Struktur und Aufbau der Wirkungsabschätzungsmethode IMPACT 2002 (JOLLIET et al. 2003)

Abb. 6: Allgemeine Struktur und Aufbau der Wirkungsabschätzungsmethode IMPACT 2002 (JOLLIET et al. 2003)


Vergleichendes Fallbeispiel zur Stromerzeugung

Die vergleichende Gegenüberstellung der Ergebnisse der Wirkungsabschätzung erfolgt am Beispiel eines Prozesses zur Stromerzeugung von 100 MWh.

Abb. 7: Blockschaltbild des Stromerzeugungsprozesses mittels Biomassenvergasung und Hochtemperaturbrennstoffzelle (MEYER 2006)

Abb. 7: Blockschaltbild des Stromerzeugungsprozesses mittels Biomassenvergasung und Hochtemperaturbrennstoffzelle (MEYER 2006)

Hierbei wird Holz mittels allothermer Biomassenvergasung thermisch zersetzt, das entstandene Gas gereinigt, konditioniert und in einer Hochtemperaturbrennstoffzelle zur Erzeugung von Strom eingesetzt. Der Prozess ist als Blockschaltbild in Abbildung 7 dargestellt. Für jeden Energie- und Stoffstrom kann der Zustand von Temperatur, Druck und Stoffmengenfluss abgelesen werden. Wichtige Randbedingungen und Annahmen für die Ökobilanzierung des Prozesses sind in Tabelle 1 zusammengefaßt.

Parameter
 Größe
Funktionelle Einheit
Lebensdauer der Gesamtanlage
Lebensdauer der Brennstoffzelle
Brennwert der Biomasse
Dichte der Biomasse (wasserfrei)
Feuchte beim Transport
Biomassendurchsatz (Hackschnitzel)
Transportentfernung der Biomasse
 100 MWh Elektrizität
 100.000 Betriebsstunden bzw. 15 Jahre
 40.000 Betriebsstunden
 19,8 MJ/kg
 169 kg/m3
 40 %
 500 kg/h
 50 km

Tab. 1: Randbedingungen und Annahmen für die Ökobilanzierung


Die Angaben aller getroffenen Annahmen zur Bilanzierung der einzelnen Komponenten sowie der gesamten Anlage können, genauso wie die Ergebnisse der Sachbilanz, folgender Arbeit von Meyer entnommen werden (MEYER 2006).


Ergebnisse des Methodenvergleichs

In Abbildung 8 ist die Gesamtumweltbelastung aller Komponenten sowie der Inputströme an Elektrizität und Biomasse für die drei zu vergleichenden Wirkungsabschätzungsmethoden abgebildet. Alle angewandten Methoden zeigen ähnliche Ergebnisse hinsichtlich der beitragsrelevanten Anlagenkomponenten des Vergasers und der Brennstoffzelle sowie der Biomassenbereitstellung und der Stromversorgung des Heizgerätes G6 als Inputströme. Die Unterschiede liegen darin begründet, dass z.B. für die Bereitstellung von Biomasse die Methode des Eco-indicator 99 einzig allein die Wirkungskategorie der Flächenumwandlung beinhaltet, wodurch sich ein höherer Einzelbeitrag als bei den anderen Methoden ergibt.

Abb. 8: Gesamtumweltbelastung aller Anlagenkomponenten und Inputströme für die Wirkungsabschätzungsmethoden Eco-indicator 99, CML 2001 und IMPACT 2002

Abb. 8: Gesamtumweltbelastung aller Anlagenkomponenten und Inputströme für die Wirkungsabschätzungsmethoden Eco-indicator 99, CML 2001 und IMPACT 2002


Allerdings ist diese ausgewiesene Ergebnisübereinstimmung noch keine hinreichende Aussage bezüglich des gleichen ökologischen Optimierungspotenzials. Hierfür ist zusätzlich eine Dominanzanalyse über alle eingesetzten Wirkungsabschätzungsmethoden notwendig, um zu ermitteln, welche Emission oder Ressource aus dem Sachbilanzergebnis für den größten Beitrag an der Umweltbelastung verantwortlich ist. Die Ergebnisse der Dominanzanalyse in Abbildung 9 zeigen für die eingesetzten Methoden, welche Schadstoffemission oder Ressource den Hauptbeitrag an der Gesamtumweltbelastung trägt.

Abb. 9: Vergleichende Dominanzanalyse der angewendeten Wirkungsabschätzungsmethoden Eco-indicator 99, CML 2001 und IMPACT 2002

Abb. 9: Vergleichende Dominanzanalyse der angewendeten Wirkungsabschätzungsmethoden Eco-indicator 99, CML 2001 und IMPACT 2002


Beim Eco-indicator 99 sind es die Staubpartikelemissionen in Luft, die gefolgt von der Belegung und Umwandlung von Fläche sowie dem Ressourcenbedarf an Erdöl den größten Beitrag an der Gesamtbelastung besitzen. Je nach Staubpartikelgröße, ob unterhalb oder oberhalb von 2,5 µm wirken die Partikel entweder krebserregend oder lösen Atembeschwerden aus. Im Gegensatz hierzu fällt für IMPACT 2002 die Hauptlast mit über 70 % auf die Dioxinemissionen in Luft, die zu den krebserregenden Schadstoffen gehören. Hingegen tragen bei CML 2001 die Flusssäureemissionen in Luft sowie die Schwermetallemissionen in Wasser mit jeweils ca. 35 % Anteil die größten Beiträge an der Gesamtumweltlast. Diese Emissionen sind für die hohe Ökotoxizität mariner aquatischer Systeme verantwortlich. Hieraus lässt sich im Vergleich der Methoden erkennen, dass die Streuung der jeweiligen Hauptbeiträge an den unterschiedlichen Wirkungsmodellen zur Human- und Ökotoxizität liegt. Aus diesem Grund wurde ein europäisches Projekt (OMNIITOX) initiiert, dass mit allen Beteiligten Methodenentwicklern das Ziel verfolgte sowohl die Datenverfügbarkeit als auch die Vorgehensweise zur mathematischen Charakterisierung toxikologischer Wirkungen Praxis gerecht zu harmonisieren (PENNINGTON 2004). Zur Zeit werden die Ergebnisse dieses Projekts in die neuesten Arbeiten zur Verbesserung der methodischen Grundlagen der quantitativen Wirkungsabschätzung mit einzuarbeiten (GOEDKOOP et al. 2009).


Zusammenfassung und Schlussfolgerung

Die in der Diskussion stehenden Wirkungsabschätzungsmethoden weisen strukturelle Unterschiede sowohl hinsichtlich der einbezogenen Umweltaspekte als auch bei der mathematischen Abbildung zur quantitativen Bestimmung der Umweltauswirkung auf. Zur Zeit steht weder eine Mid- noch Endpoint-Methode zur Verfügung, die alle quantitativ meßbaren Umweltaspekte einbeziehen kann. Aus diesem Grund ist es sinnvoll, bei der Analyse der Umweltlasten mehrere Methoden einzusetzen, um die Umweltaspekte in der gesamten Breite zu erfassen. Aus Sicht der Fehlerunsicherheit bei der mathematischen Abbildung zur quantitativen Bestimmung der Umweltauswirkung sind zum jetzigen Zeitpunkt die Midpoint-Ansätze aufgrund des kürzeren Umweltwirkungsmechanismus und der geringeren Unsicherheit den Endpoint-Ansätzen vorzuziehen.

An dem Fallbeispiel zur Stromerzeugung mittels Biomassevergasung und Brennstoffzelle zeigt sich, daß alle eingesetzten Methoden ähnliche Ergebnisse hinsichtlich der beitragsrelevanten Anlagenkomponenten des Vergasers, der Brennstoffzelle sowie der Biomassenbereitstellung und der Stromversorgung des Heizgerätes G6 liefern. Allerdings zeigt die Dominanzanalyse, daß in Abhängigkeit der herangezogenen Wirkungsabschätzungsmethode unterschiedliche Sachbilanzergebnisse (sowohl inputseitige Ressourcen als auch outputseitige Schadstoffemissionen) für die Hauptbelastung verantwortlich sind. Diesen Sachbilanzergebnissen gemein ist, die Zuordnung zu den Wirkungskategorien Human- und Ökotoxizität, deren Wirkungsmodelle für alle eingesetzten Wirkungsabschätzungsmethoden unterschiedlich sind. Bei der Modellierung der Human- und Ökotoxizität weist die Methode der Ökobilanz ihre größten Unsicherheiten auf. Neuere Arbeiten versuchen an dieser Stelle anzusetzen und durch Weiterentwicklungen die Unsicherheiten bei den Wirkungskategorien Human- und Ökotoxizität zu reduzieren (GOEDKOOP et al. 2009).


Kontakt:

Dipl.-Ing. Dipl.-Ing. (FH) Jens Buchgeister
Karlsruher Institut für Technologie (KIT)
Institut für Technikfolgenabschätzung u. Systemanalyse (ITAS)
Hermann-von-Helmholtz-Platz 1
76344 Eggenstein-Leopoldshafen
Tel.: 0721/ 608 267-20
Fax: 0721/ 608 267-46
E-Mail: jens.buchgeister@kit.edu
www.itas.kit.edu


Anmerkungen

(1) Angelsächsisch: Life Cycle Assessment (LCA)
(2) Angelsächsisch: Ozone Depletion Potential (ODP)
(3) Umbenannt in Institute of Environmental Sciences der Universität Leiden


Nachweise

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Anmerkung der SB-Redaktion:
Im Schattenblick wird der Artikel hier in einer aktualisierten Fassung des Autors - Stand August 2012 - veröffentlicht.

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Quelle:
umwelt · medizin · gesellschaft, Nr. 1/2012, S. 12-21
24. Jahrgang
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veröffentlicht im Schattenblick zum 10. September 2012