Ökobilanz vs. Kosten-Nutzen Analyse - H81 Department Wasser ...

Magisterarbeit
von Martin Kleinheinz, Bakk. techn.
Ökobilanz vs.
Kosten-Nutzen Analyse
Theoretischer und praktischer Vergleich beider Bewertungsverfahren
anhand einer abfallwirtschaftlichen Fallstudie.
Die Arbeit wurde am Institut für Abfallwirtschaft, Department Wasser-Atmosphäre-Umwelt,
der Universität für Bodenkultur durchgeführt.
Betreuer: Mag. Dipl.-Ing. Peter Beigl
Principal Investigator: o. Prof. Dr. Peter Lechner
Die Arbeit wird eingereicht an der Wirtschaftsuniversität Wien.
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Widmung
Diese Arbeit widme ich meiner lieben Frau Karin und unserem Sohn Anton.
Ihr seid mein Lebensmittelpunkt.
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Inhaltsverzeichnis
Inhaltsverzeichnis......................................................................................................................iii
Tabellenverzeichnis.................................................................................................................viii
Abbildungsverzeichnis ............................................................................................................... x
Kapitel A: Ziel, Motivation und Methodik der Arbeit ........................................................ 1
Kapitel B: Grundlagen............................................................................................................. 2
1. Marktversagen: Abweichung vom optimalen Marktgleichgewicht ................................... 3
1.1. Theorie des Marktversagens....................................................................................... 3
1.1.1. Externe Effekte................................................................................................... 5
1.1.2. Öffentliche Güter................................................................................................ 7
1.1.2.1. Definition ....................................................................................................... 7
1.1.2.2. Open-access-Ressourcen................................................................................ 8
1.1.2.3. Abgrenzbare öffentliche Güter....................................................................... 8
1.1.2.4. Rein öffentliche Güter.................................................................................... 8
1.1.3. Optimale Bereitstellung von rein öffentlichen Gütern....................................... 9
1.1.3.1. Analytische Sichtweise .................................................................................. 9
1.1.3.2. Clarke-Steuer................................................................................................ 11
1.2. Das Marktversagen in der Abfallbehandlung........................................................... 12
iii

2. Instrumente zur Bewertung von Umweltauswirkungen................................................... 14
2.1. Ökobilanz (engl. Life-Cycle-Assessment, LCA) ..................................................... 15
2.1.1. Grundlagen ....................................................................................................... 15
2.1.2. Ziel und Untersuchungsrahmen ....................................................................... 17
2.1.3. Systemgrenzen ................................................................................................. 17
2.1.4. Funktionelle Einheit ......................................................................................... 18
2.1.5. Sachbilanz ........................................................................................................ 18
2.1.5.1. Datenerhebung ............................................................................................. 19
2.1.5.2. Datenberechnung.......................................................................................... 20
2.1.6. Wirkungsabschätzung ...................................................................................... 21
2.1.6.1. Auswahl von Wirkungskategorien, Wirkungsindikatoren und
Charakterisierungsmodellen......................................................................... 22
2.1.6.2. Klassifizierung ............................................................................................. 23
2.1.6.3. Charakterisierung ......................................................................................... 24
2.1.6.4. Normierung .................................................................................................. 25
2.1.6.5. Ordnung........................................................................................................ 25
2.1.6.6. Gewichtung .................................................................................................. 25
2.1.6.7. Weitere optionale Analysen ......................................................................... 26
2.1.7. Auswertung ...................................................................................................... 26
2.1.8. Kritische Prüfung ............................................................................................. 26
2.1.9. Kritik ................................................................................................................ 27
2.2. Kosten-Nutzen Analyse (KNA) ............................................................................... 28
2.2.1. Grundlagen ....................................................................................................... 28
2.2.2. Ziele und Untersuchungsrahmen...................................................................... 29
2.2.3. Systemgrenzen ................................................................................................. 30
2.2.4. Funktionelle Einheit und Sachbilanz................................................................ 31
2.2.5. Wirkungsabschätzung / Monetäre Bewertung ................................................. 31
2.2.5.1. Konzept des Total Economic Value (TEV) ................................................. 32
2.2.5.2. Methoden zur monetären Bewertung des TEV ............................................ 33
2.2.5.3. Zeitabhängige Variablen .............................................................................. 38
2.2.6. Auswertung ...................................................................................................... 40
2.2.7. Kritische Prüfung ............................................................................................. 41
2.2.8. Kritik ................................................................................................................ 41
iv

Kapitel C: Fallstudie .............................................................................................................. 42
3. Ziel und Untersuchungsrahmen ....................................................................................... 42
3.1. Funktionelle Einheit ................................................................................................. 42
3.2. Systemgrenzen ......................................................................................................... 43
4. Sachbilanz ........................................................................................................................ 45
4.1. Abfallarten................................................................................................................ 45
4.1.1. Restmüll ........................................................................................................... 45
4.1.2. Sperrmüll.......................................................................................................... 45
4.1.3. Gewerbemüll .................................................................................................... 45
4.1.4. Klärschlamm .................................................................................................... 45
4.1.5. Baustellenabfälle .............................................................................................. 46
4.2. Abfallmengen ........................................................................................................... 46
4.3. Szenario „Müllverbrennung“ ................................................................................... 47
4.3.1. Allgemeine Beschreibung von Müllverbrennungsanlagen .............................. 47
4.3.2. Szenarienbeschreibung..................................................................................... 49
4.4. Szenario „MBA“ ...................................................................................................... 50
4.4.1. Allgemeine Beschreibung der Mechanisch-Biologischen Abfallbehandlung
(MBA)............................................................................................................... 50
4.4.2. Szenarienbeschreibung..................................................................................... 52
v

5. Bewertung ........................................................................................................................ 53
5.1. Aggregierte Inventare der Szenarien........................................................................ 53
5.2. Kosten-Nutzen Analyse............................................................................................ 56
5.2.1. Rahmenbedingungen........................................................................................ 56
5.2.2. Ergebnisse ........................................................................................................ 61
5.2.2.1. Basisszenario................................................................................................ 61
5.2.2.2. Sensitivitätsanalyse ...................................................................................... 67
5.3. Ökobilanzierung (LCA) ........................................................................................... 70
5.3.1. Auswahl von Wirkungskategorien, Wirkungsindikatoren und
Charakterisierungsmodelle ............................................................................... 70
5.3.2. Klassifizierung sowie Charakterisierung der Inventare und Berechnung der
Wirkungsindikatorwerte ................................................................................... 71
5.3.3. Übertragung der Wirkungsindikatorwerte in das System des Eco-Indikator´99 .
.......................................................................................................................... 72
5.3.4. Normierung und Ermittlung der Überkategoriewerte ...................................... 76
5.3.5. Sensitivitätsanalyse .......................................................................................... 81
Kapitel D: Ergebnisse ............................................................................................................ 84
6. Resümee der Fallstudie .................................................................................................... 84
7. Vergleich: Kosten-Nutzen Analyse vs. Ökobilanz........................................................... 86
7.1. Methodischer Vergleich ........................................................................................... 86
7.1.1. Ziele und bewertbare Effekte ........................................................................... 86
7.1.2. Datengrundlage ................................................................................................ 87
7.1.3. Datenunsicherheit............................................................................................. 88
7.1.4. Systemgrenzen, funktionelle Einheit und Sachbilanz ...................................... 89
7.1.5. Wirkungsabschätzung ...................................................................................... 90
7.1.6. Aussage ............................................................................................................ 91
7.2. Verwendbarkeit aus Sicht des Entscheiders............................................................. 91
7.2.1. Transparenz der Bewertungsverfahren............................................................. 92
7.2.2. Manipulierbarkeit ............................................................................................. 94
7.2.3. Arbeitsumfang - Aufwand................................................................................ 95
7.3. Zusammenfassung.................................................................................................... 96
vi

Referenzen............................................................................................................................... 97
Anhang .................................................................................................................................. 102
8. Inventar des Szenarios „Müllverbrennung“ ................................................................... 102
8.1. Inventar Prozessmodul „MVA“ ............................................................................. 102
8.2. Inventar Prozessmodul „Transport“ ....................................................................... 105
8.3. Inventar Prozessmodul „Deponie“ ......................................................................... 105
9. Inventar des Szenarios „MBA“ ...................................................................................... 106
9.1. Inventar Prozessmodul „MBA“ ............................................................................. 106
9.2. Inventar Prozessmodul „Müllverbrennung“........................................................... 107
9.3. Inventar Prozessmodul „Deponie“ ......................................................................... 110
9.4. Inventar Prozessmodul „Transport“ ....................................................................... 112
vii

Tabellenverzeichnis
Tabelle 1: Wirkungskategorien ............................................................................................................................ 22
Tabelle 2: Prognose der Abfallmengen 2015 ........................................................................................................ 46
Tabelle 3: Leicht- und Schwerfraktion von Restabfälle........................................................................................ 51
Tabelle 4: Aggregierte Inventare Szenario „Müllverbrennung“ ........................................................................... 54
Tabelle 5: Aggregierte Inventare Szenario „MBA“ .............................................................................................. 55
Tabelle 6: Bevorzugte Anwendungsgebiete diverser Bewertungsverfahren......................................................... 57
Tabelle 7: Monetäre Werte für diverse Luftemissionen........................................................................................ 58
Tabelle 8: Monetäre Werte für diverse Wasseremissionen................................................................................... 59
Tabelle 9: Monetäre Werte für Flächen- und Ressourcenverbrauch ..................................................................... 59
Tabelle 10: Monetäre Bewertung des Szenarios "MVA" (1) ................................................................................ 62
Tabelle 11: Monetäre Bewertung des Szenarios "Müllverbrennung" (2).............................................................. 63
Tabelle 12: Monetäre Bewertung des Szenarios "MBA" (1) ................................................................................ 64
Tabelle 13: Monetäre Bewertung des Szenarios "MBA" (2) ................................................................................ 65
Tabelle 14: Monetäre Bewertung der Prozessmodule des Szenarios "MVA"....................................................... 66
Tabelle 15: Monetäre Bewertung der Prozessmodule des Szenarios "MBA"....................................................... 66
Tabelle 16: Einflusses der Einzelemission am Gesamtschaden ............................................................................ 67
Tabelle 17: Sensitivitätsszenarien 1 bis 3 des Szenarios „Müllverbrennung“....................................................... 68
Tabelle 18: Sensitivitätsszenarien 1 bis 3 des Szenarios „MBA“ ......................................................................... 68
Tabelle 19: LCA, Wirkungskategorien und Wirkungsindikatoren ....................................................................... 70
Tabelle 20: Klassifizierung und Charakterisierung des Inventars......................................................................... 71
Tabelle 21: Aggregierte Wirkungsindikatorwerte................................................................................................. 71
Tabelle 22: Gegenüberstellung Wirkungskategorien der Ökobilanz und Unterkategorien des EI´99 .................. 74
Tabelle 23: Übertragung des Wirkungsindikatorwertes „Kanzerogenität“ in das System des EI´99.................... 74
Tabelle 24: Übertragung des Wirkungsindikatorwertes „Klimawandel“ in das System des EI´99....................... 75
Tabelle 25: Übertragung des Wirkungsindikatorwertes „Ozonabbau“ in das System des EI´99.......................... 75
Tabelle 26: Übertragung des Wirkungsindikatorwertes „Ökotoxizität“ in das System des EI´99 ........................ 75
Tabelle 27: Berechnung des Kategoriewerts „Schädigung fossiler Rohstoffe“ des EI´99.................................... 75
Tabelle 28: Berechnung des Kategoriewerts „Schädigung fossiler Rohstoffe“ des EI´99.................................... 75
Tabelle 29: Kategoriewerte „Beeinträchtigung der Atemwege“ und “Versauerung und Eutrophierung“ des EI´99
.............................................................................................................................................................................. 75
Tabelle 30: Berechnung des Überkategoriewerts „Schädigung des Menschen“ des EI´99................................... 76
Tabelle 31: Berechnung des Überkategoriewerts „Schädigung des Ökosystems“ des EI´99 ............................... 77
Tabelle 32: Berechnung des Überkategoriewerts „Schädigung fossiler Rohstoffe“ des EI´99............................. 77
Tabelle 33: Gewichtungsfaktoren des EI´99 ......................................................................................................... 78
Tabelle 34: Berechnung des Eco-Indikatorwerts .................................................................................................. 78
Tabelle 35: Ausgangsszenario und 1. Sensitivitätsszenario, „MVA“ ................................................................... 82
Tabelle 36: Sensitivitätsszenarien 4, 5, 6 und 7, „MVA“...................................................................................... 82
viii

Tabelle 37: Ausgangsszenario und 1. Sensitivitätsszenario, „MBA“.................................................................... 82
Tabelle 38: Sensitivitätsszenarien 4, 5, 6 und 7 des Szenarios „MBA“................................................................ 82
Tabelle 39: Sensitivitätsszenarien 8 und 9 des Szenarios „Müllverbrennung“ .................................................... 83
Tabelle 40: Sensitivitätsszenarien 8 und 9 des Szenarios „MBA“....................................................................... 83
Tabelle 41: Vergleich des Einflusses der Emissionen_1....................................................................................... 84
Tabelle 42: Vergleich des Einflusses der Emissionen_2....................................................................................... 84
Tabelle 43: Gegenüberstellung der durch LCA bzw. KNA messbaren Effekte.................................................... 87
Tabelle 44: Manipulationsmöglichkeiten - KNA vs. LCA ................................................................................... 94
Tabelle 45: Bewertung kritischer Punkte der KNA und LCA............................................................................... 96
Tabelle 46: Prozessmodul MVA – Abfallmengen, Szenario „MVA“................................................................. 102
Tabelle 47: Prozessmodul MVA – Fossile Ressourcen, Szenario „MVA“......................................................... 102
Tabelle 48: Prozessmodul MVA – Flächenbedarf, Szenario „MVA“................................................................. 102
Tabelle 49: Prozessmodul MVA – Output Stoffstrom, Szenario „MVA“ .......................................................... 102
Tabelle 50: Prozessmodul MVA – Luftemission, Szenario „MVA“ .................................................................. 103
Tabelle 51: Prozessmodul MVA – Wasseremission, Szenario „MVA“.............................................................. 103
Tabelle 52: Prozessmodul MVA – Emissionsgutschrift, Szenario „MVA“........................................................ 104
Tabelle 53: Prozessmodul Transport – Luftemission, Szenario „MVA“ ............................................................ 105
Tabelle 54: Prozessmodul Deponie – Flächenbedarf, Szenario „MVA“ ............................................................ 105
Tabelle 55: Prozessmodul MBA – Abfallmengen, Szenario „MBA“ ................................................................. 106
Tabelle 56: Prozessmodul MBA – Flächenbedarf, Szenario „MBA“ ................................................................. 106
Tabelle 57: Prozessmodul MBA – Stoffstrom, Szenario “MBA”....................................................................... 106
Tabelle 58: Prozessmodul MBA – Luftemission, Szenario “MBA”................................................................... 107
Tabelle 59: Prozessmodul MVA – Input Stoffstrom, Szenario „MBA“ ............................................................. 107
Tabelle 60: Prozessmodul MVA – Flächenbedarf, Szenario „MBA“................................................................. 107
Tabelle 61: Prozessmodul MVA – Output Stoffstrom, Szenario „MBA“........................................................... 108
Tabelle 62: Prozessmodul MVA – Luftemission, Szenario „MBA“................................................................... 108
Tabelle 63: Prozessmodul MVA – Wasseremission, Szenario „MBA“.............................................................. 108
Tabelle 64: Prozessmodul MVA – Emissionsgutschrift, Szenario „MBA“ ........................................................ 109
Tabelle 65: Prozessmodul Deponie – Input, Szenario „MBA“........................................................................... 110
Tabelle 66: Prozessmodul Deponie – Luftemission, Szenario „MBA“ .............................................................. 110
Tabelle 67: Prozessmodul Deponie – Wasseremissionen, Szenario „MBA“...................................................... 111
Tabelle 68: Prozessmodul Deponie – Flächenbedarf, Szenario "MBA"............................................................. 111
Tabelle 69: Prozessmodul Transport – Luftemission, Szenario „MBA“ ........................................................... 112
ix

Abbildungsverzeichnis
Abbildung 1: Marktgleichgewicht und Pareto-Optimum mit externen Effekten .................................................... 6
Abbildung 2: Grundtypen nach dem "Doppelkriterium" von Ausschluss und Rivalität. ........................................ 7
Abbildung 3: Pareto-Optimalität privater und öffentlicher Güter im "Vexierbild"................................................. 9
Abbildung 4: Vergleich Bewertungsverfahren ..................................................................................................... 14
Abbildung 5: Phasen und Anwendung der Ökobilanzierung ................................................................................ 16
Abbildung 6: Produktsystem für eine Ökobilanz .................................................................................................. 19
Abbildung 7: Bestandteile der Wirkungsabschätzung .......................................................................................... 21
Abbildung 8: Total Economic Value .................................................................................................................... 33
Abbildung 9: Systemgrenzen Szenario „Müllverbrennung“................................................................................. 44
Abbildung 10: Systemgrenzen Szenario „MBA“.................................................................................................. 44
Abbildung 11: Anlagenschema einer MVA in Anlehnung an AVN ANLAGENSCHEMA . .............................. 49
Abbildung 12: Verfahrensprinzip der mechanisch-biologischen Abfallbehandlung............................................. 51
Abbildung 13: Hierarchischer Aufbau des Eco-Indikators ................................................................................... 73
Abbildung 14: Bestandteile der Überkategorie „Schädigung des Menschen“ ...................................................... 79
Abbildung 15: Bestandteile der Überkategorie „Schädigung des Ökosystems“ ................................................... 80
x

Kapitel A: Ziel, Motivation
und Methodik der Arbeit
In der Praxis existieren mehrere Ansätze, wie externe Effekte und somit auch Umweltauswir-
kungen von Projekten beurteilt werden können. Zwei davon, die in der Abfallwirtschaft be-
sondere Bedeutung haben, sind die Kosten-Nutzen Analyse (KNA) und die Ökobilanzierung
(ESHET et al., 2005). Beide Methoden beruhen auf wohlfahrtstheoretischen Grundlagen. Al-
lerdings werden bei der KNA kollektive Kosten und Nutzen des Projekts als Summe indivi-
dueller erfasst und bei der Ökobilanzierung werden „potentielle Umweltauswirkungen“ des
Projekts analysiert (PEARCE et al., 2006; ISO14044, 2006). Unterstellt man beiden Metho-
den die perfekte Umsetzung des wohlfahrtstheoretischen Grundsatzes „Maximierung der Ge-
samtwohlfahrt“, so sollten beide Verfahren bei einer Entscheidung zwischen zwei Projekten
auf dasselbe relative Ergebnis kommen, d.h. beide Methoden sollten dasselbe Projekt favori-
sieren. Dies sollte für das gesamte Projekt gelten als auch für Teilbereiche desselben, wie z.B.
den Umweltauswirkungen. Die in dieser Arbeit zugrunde liegende Hypothese lautet daher:
„Bei der Bewertung der relevanten Umweltemissionen von alternativen Projekten mittels der
Kosten-Nutzen Analyse sowie der Ökobilanzierung wird dasselbe relative Ergebnis erhalten“
Um dies zu überprüfen werden die KNA als auch die Ökobilanzierung an zwei alternativen
Abfallbehandlungssystemen (Szenario 1: „Müllverbrennung“; Szenario 2: „MBA“) ange-
wandt. Der gewählte Untersuchungsrahmen umfasst alle relevanten Umweltauswirkungen,
die von beiden Anlagen verursacht werden. In weiterer Folge wird mittels Sensitivitätsanalyse
festgestellt, an welchen Stellen der Bewertungen Unsicherheiten auftreten, Fehlerquellen lie-
gen und wissenschaftliche Lücken zu schließen sind. In diesem Zusammenhang wird auch auf
den praxisnahen Punkt der Verwendbarkeit aus Sicht des Entscheiders, im Speziellen auf
Transparenz und Verständlichkeit, Datenunsicherheit und Arbeitsumfang, eingegangen.
1

Kapitel B: Grundlagen
Gäbe es für alle denkbaren Güter, Dienstleistungen und „Umstände“ (z.B. Lärm, Luftemissio-
nen bzw. Gesundheit) einen funktionierenden Markt, so würde Angebot und Nachfrage den
jeweiligen Preis determinieren. Man müsste sich beim Bau von Müllverbrennungsanlagen
oder Kraftwerke keinerlei Gedanken um die Anrainer bzw. die vom Bau und Betrieb der An-
lage betroffenen Personen Gedanken machen, da Lärm-, Geruchs- und Gesundheitsbeein-
trächtigungen anhand dem Marktpreises abgegolten werden. Dies wäre für alle Beteiligten
vorteilhaft, eine win-win Situation, so wie jede gewöhnliche Transaktion an funktionierenden
Märkten.
Das es für die oben genannten „Umstände“ (noch) keine funktionierende Märkte gibt er-
scheint sofort einleuchtend. Jeder Mensch ist täglich Lärm und Luftemissionen ausgesetzt
ohne für die Duldung kompensiert zu werden. Die Gesundheit gilt bei vielen Menschen als
wichtigstes Gut und manchmal sogar als unverkäuflich. Diese banalen Beispiele sollen darauf
aufmerksam machen, dass wir in einer Welt von unvollkommenen Märkten leben. Oftmals ist
diese Unvollkommenheit aber vernachlässigbar klein, jedoch speziell in der Abfallbehandlung
–die ein öffentliches Gut darstellt und die Interessen von vielen Beteiligten berührt- ein wich-
tiges Thema. Daher wird in den folgenden Kapitel zuerst auf die Ursache von Marktversagen
genauer eingegangen (siehe 1.1) und im Anschluss das Marktversagen in der Abfallwirtschaft
näher erörtert (siehe 1.2). Die Ökobilanzierung sowie die Kosten-Nutzen Analyse sind zwei
Methoden, mit denen oben genannte „Umstände“, die eine Hauptursache für die Unvollkom-
menheit von Märkten sind, greifbar zu machen, d.h. zu Quantifizieren. Die Theoretischen
Grundlagen beider Verfahren wird in Punkt 2 „Instrumente zur Bewertung von Umweltaus-
wirkungen“ genauer beschrieben.
2

1. Marktversagen:
Abweichung vom optimalen Marktgleichgewicht
1.1. Theorie des Marktversagens
In der klassischen Volkswirtschaftslehre stellt sich bei vollkommenen Märkten automatisch
ein für jeden Teilnehmer optimales Marktgleichgewicht ein. Dieses Gleichgewicht wird auch
als pareto-optimales Gleichgewicht bezeichnet, da es theoretisch nicht möglich ist einen
Marktteilnehmer besser zu stellen ohne einen anderen gleichzeitig schlechter zu stellen. Adam
SMITH (1776) beschrieb bereits Ende es 18. Jahrhunderts diesen Marktmechanismus als „un-
sichtbare Hand“. Damit verstand er das Phänomen des Selbststeuerungsmechanismus von
Märkten, bei dem jeder Markteilnehmer egoistisch handelt um seine eigene Wohlfahrt maxi-
miert. Damit wird auch ein pareto-optimales Marktgleichgewicht erreicht und die gesamte
Wohlfahrt, das Gemeinwohl, maximiert.
Wie bereits erwähnt gilt dieses Gedankenkonstrukt nur auf Märkten mit vollkommener Kon-
kurrenz, auch vollständige oder perfekte Konkurrenz genannt. Solche Märkte besitzen folgen-
de charakteristische Eigenschaften:
• Die gehandelten Güter sind perfekt homogen, d.h. es besteht keine Unterschiede in
Bezug auf Qualität oder sonstige Eigenschaften (ENDRES und MARTIENSEN,
2007).
• Es bestehen keine Markteintritts- oder austrittsbarrieren, d.h. der Marktein- bzw. aus-
tritt muss Personen oder Unternehmungen frei sein. (ENDRES und MARTIENSEN,
2007).
• Im Markt agieren eine große Anzahl an Anbietern und Nachfragern, sodass der Ein-
zelne den Marktpreis nicht beeinflussen kann, sondern als konstant annimmt (END-
RES und MARTIENSEN, 2007).
• Es dürfen keine Informationsasymmetrien herrschen, d.h. alle Markteilnehmer müssen
perfekt informiert sein. Die Informationsgewinnung darf weiters keinerlei Kosten ver-
ursachen (ENDRES und MARTIENSEN, 2007).
• Die Preise sind frei beweglich und nur von den Marktkräften beeinflusst, der Staat hat
keinen regulierenden Einfluss (ENDRES und MARTIENSEN, 2007).
3

• Für alle Ressourcen, welche zur Herstellung des Produkts bzw. Dienstleistung benö-
tigt werden, existieren ebenfalls vollkommene Märkte, d.h. es gibt keine externen Ef-
fekte (VARIAN, 2003).
• Alle Marktteilnehmer handeln rational, d.h. sie Maximieren den eigenen Nutzen, nach
dem Prinzip des Homo oeconomicus (VARIAN, 2003).
Die restriktiven Voraussetzungen für einen vollkommenen Markt begründen nicht die Mög-
lichkeit ganz ohne staatliche Ordnung zu wirtschaften. Selbst der klassischen Liberalismus
um Adam Smith setzte zumindest einen Minimalstaat voraus, d.h. eine zentrale Instanz inner-
halb derer die Tausch- und Wettbewerbsprozesse stattfinden und sich Preise bilden können
(BERG et al., 2003). Eine weiter Eigenschaft dieser Instanz ist es Eigentumsrechte nach innen
und nach außen zu schützen (BERG et al., 2003).
In der Realität ist vollkommene Konkurrenz aufgrund der Vielzahl von Vorraussetzung je-
doch nicht zu finden (BERG et al., 2003). Es handelt sich vielmehr um ein theoretisches Kon-
strukt, welches aber als ideales Referenzsystem bei der Bewertung tatsächlich vorgefundener
Zuständen helfen kann (ENDRES und MARTIENSEN, 2007). BERG et al. (2003) schränkt
die obigen Vorraussetzungen auf drei wesentliche Merkmale ein, welche für effiziente Allo-
kation in einem Wettbewerbsmarkt notwendig sind:
• Marktteilnehmer sind Mengenanpasser und Preisnehmer, der Einzelne kann den
Marktpreis nicht beeinflussen.
• Es existieren keine künstlichen Zugangsbeschränkungen.
• Alle Eigentumsrechte sind durchsetzbar, es kommt zu keinen unfreiwilligen und un-
gewünschten Transaktionen.
Ist einer der drei Punkte nicht erfüllt, kommt es im jeweiligen Markt zu allokativen Marktver-
sagen, was wiederum staatlichen Handlungsbedarf, jenseits des Minimalstaats, begründen
kann (BERG et al., 2003).
4

1.1.1. Externe Effekte
„Externe Effekte sind Auswirkungen irgendwelcher Aktivitäten, die den Nutzen von Haus-
halten oder die Produktion von Unternehmen beeinflussen, ohne dass die betroffenen Haus-
halte oder Unternehmungen im Falle eines positiven externen Effektes etwas bezahlen müss-
ten oder im Falle eines negativen externen Effektes dafür entschädigt würden“
(STOCKER, 2002)
Ein anschauliches Beispiel zur Unterscheidung von interner und externer Effekte beschreibt
MEADE (1973) in seinem Werk „The Theory of Economic Externalities“: „Ich bestelle einen
Handwerker, der meinen Tisch repariert. Mein Nutzen durch die erbrachte Dienstleistung und
die Bezahlung des Tischlers sind beides interne Effekte, die direkt mit der Transaktion ver-
bunden sind. Wird mein Nachbar allerdings durch das Hämmern um seinen Mittagsschlaf
gebracht, so handelt es sich hierbei um einen negativen externen Effekt der Transaktion.“
Ein weiters Beispiel wäre der Gestank der von einer Mülldeponie ausgeht. Durch diese Beläs-
tigung sinkt die Lebensqualität der Anrainer sowie in der Regel auch der Grundstückspreis in
der Umgebung. Die betroffenen Personen spüren zwar die Auswirkung der Geruchsbelästi-
gung (negativer externer Effekt), nehmen aber nicht an der Transaktion zwischen Abfall-
sammler und Deponiebetreiber teil.
Die oben genannten Fälle sind Beispiele von negativen externen Effekten, ein Beispiel für
einen positiven externen Effekt wäre die Investition eines Unternehmens in die Qualifikation
von Mitarbeitern, wenn es sich dabei nicht um eine unternehmensspezifische Weiterbildung
handelt (ENDRES und MARTIENSEN, 2007). Wechselt der Mitarbeiter die Unternehmung,
so hat die erste einen positiven externen Effekt bei der zweiten generiert.
In meiner weiteren Arbeit jedoch werde ich mich hauptsächlich auf negative externe Effekte
konzentrieren, da diese in der Abfallwirtschaft und vor allem in der Abfallbehandlung über-
wiegen dürften. Das heißt, wann immer ich von externen Effekten spreche sind negative ge-
meint. Beispiele für positive externe Effekte in dieser Branche wäre die Beseitigung des Ab-
falls an sich bzw. die bei der Müllverbrennung entstehende Elektrizität und Fernwärme.
5

Werden externe Effekte monetär bewertet, so spricht man von externen Kosten, wobei dieser
Schritt ein konzeptionell und empirisch schwieriges Unterfangen ist (ENDRES und MAR-
TIENSEN, 2007), auf dass später näher eingegangen wird. Die Summe aus privaten (internen)
Kosten, die vom Markt angelastet werden und den externen Kosten wird als soziale Kosten
bezeichnet, welche sämtliche entstandenen Kosten beinhaltet (ENDRES und MARTIENSEN,
2007). In Abbildung 1 ist sowohl das klassische Marktgleichgewicht ohne externe Effekte
(X*, P*) als auch das Marktgleichgewicht unter Berücksichtigung externer Effekte (X**,
P**) dargestellt. Dabei ergeben sich die sozialen Grenzkosten (SGK) aus der Summe der pri-
vaten Grenzkosten (PGK) mit den externen Grenzkosten (EGK), wobei unter Grenzkosten
jeweils die zusätzlichen Kosten für eine weitere Einheit verstanden werden. MZB stellt die
marginale Zahlungsbereitschaft dar, die identisch mit dem Nachfragepreis ist (ENDRES und
MARTIENSEN, 2007).
Abbildung 1: Marktgleichgewicht und Pareto-Optimum mit externen Effekten
(ENDRES und MARTIENSEN, 2007)
Werden externen Kosten berücksichtigt, so verschiebt sich das Marktgleichgewicht von X*P*
zu X**P**, wobei X die jeweils nachgefragte Menge und P den dazugehörigen Preis darstellt.
Daraus lässt sich schließen, dass es durch negative externe Effekte zu Fehlallokationen
kommt und im unkorrigierten Gleichgewicht die produzierte Menge verglichen mit dem sozi-
al optimalen Gleichgewicht zu hoch ist (ENDRES und MARTIENSEN, 2007). Mögliche
Strategien, wie durch externe Effekte verursachtes Marktversagen korrigiert wird, wird als
Internalisierung externer Effekte bezeichnet und im Folgenden genauer behandelt.
6

1.1.2. Öffentliche Güter
1.1.2.1. Definition
Private Güter, wie z.B. ein Automobil, sind durch produktseitige sowie konsumseitige Knapp-
heit gekennzeichnet (ENDRES und MARTIENSEN, 2007). Dies bedeutet, dass z.B. das ver-
wendete Leder zum bespannen der Sitze nicht zur Produktion eines anderen Gutes eingesetzt
werden kann, als auch, dass nur eine Person ein und dasselbe Fahrzeug kaufen kann. Daraus
lässt sich schließen, dass private Güter durch die Eigenschaften der Rivalität und des Aus-
schlusses charakterisiert sind (VARIAN, 2007). Aufgrund dieser beiden Kriterien lassen sich
4 Grundtypen unterscheiden: rein private Güter, rein öffentliche Güter, Selbstbedienungsgüter
und Klubgüter (siehe Abbildung 2). In der Realität jedoch ist die Einteilung nicht starr ja/nein,
sondern die Grenzen zwischen allen vier Güterkategorien sind fließend (ENDRES und MAR-
TIENSEN, 2007)
Abbildung 2: Grundtypen nach dem "Doppelkriterium" von Ausschluss und Rivalität
(ENDRES und MARTIENSEN, 2007)
7

1.1.2.2. Open-access-Ressourcen
Open-access-Ressourcen, oder auch Selbstbedienungsgüter genannt, sind durch nicht-
Ausschließbarkeit sowie durch vorhandener Rivalität gekennzeichnet. Beispiele hierfür
sind etwa Bodenschätze in internationalen Gewässern (ENDRES und MARTIENSEN,
2007) oder die Fischbestände der Weltmeere (BERG et al., 2003). Hierbei beeinträch-
tigt ein zusätzlicher Nutzer die Wohlfahrt aller anderen, kann aber vom Konsum nicht
ausgeschlossen werden.
1.1.2.3. Abgrenzbare öffentliche Güter
Abgrenzbare öffentliche Güter, oder auch Klubgüter genannt, sind durch Ausschließ-
barkeit sowie durch nicht-Rivalität gekennzeichnet. Beispiele hierfür sind etwa Kinos,
Theater und Schwimmbäder (ENDRES und MARTIENSEN, 2007) sowie Kabelfern-
sehen, Straßen, Parks und öffentliche Verkehrsmittel (BERG et al., 2003). Sofern z.B.
nicht schon alle Sitzplätze im Kino verkauft sind, beeinflusst ein zusätzlicher Gast
nicht die Wohlfahrt der anderen. Der Ausschluss ist jedoch durch das Verlangen von
Gebühren oder Eintrittspreisen leicht möglich.
1.1.2.4. Rein öffentliche Güter
Öffentliche Güter sind durch Nicht-Rivalität und Nicht-Ausschließbarkeit charakteri-
siert (ENDRES und MARTIENSEN, 2007). BERG et al. (2003) definieren öffentliche
Güter als einen „Extremfall positiver externer Effekte“. Jedoch sind reine öffentliche
Güter nur schwer zu finden (BERG et al., 2003). Ein Paradebeispiel, welches oft zur
Veranschaulichung gewählt wird sind die klimatischen Bedingungen der Erdatmosphä-
re (ENDRES und MARTIENSEN, 2007; VARIAN, 2007; BERG et al., 2003). Nie-
mand kann von dem Schutz der Ozonschicht ausgeschlossen werden und ein zusätzli-
cher Konsument schränkt den Schutz er anderen nicht ein. Die Grenzkosten der Ver-
sorgung eines weiteren Nutzers sind somit Null (BERG et al., 2003). Ein weiters Bei-
spiel wäre ein nicht verschlüsselter Radiosender (ENDRES und MARTIENSEN,
2007). Öffentliche Güter, wie z.B. Gehsteige und Landesverteidigung werden durch
den Staat zur Verfügung gestellt (VARIAN, 2007). Obwohl bei reinen öffentlichen Gü-
tern keine konsumseitige Knappheit vorherrscht, bleibt sie produktionsseitig bestehen
(ENDRES und MARTIENSEN, 2007). Aus politischer Sicht stellt sich daher oftmals
8

die Frage nach der sozialen Optimalität, d.h. der idealen Menge des bereitgestellten öf-
fentlichen Gutes (ENDRES und MARTIENSEN, 2007; VARIAN, 2007). Theoretisch
wäre die pareto-optimale Menge die Menge, bei der die Kosten einer zusätzlichen Ein-
heit gleich der Summe der individuellen marginalen Zahlungsbereitschaften aller Per-
sonen sind (ENDRES und MARTIENSEN, 2007). In der Praxis ist aber genau die tat-
sächliche Zahlungsbereitschaft jedes einzelnen nur schwer zu bestimmen.
1.1.3. Optimale Bereitstellung von rein öffentlichen Gütern
1.1.3.1. Analytische Sichtweise
Das pareto-optimale Marktgleichgewicht privater als auch öffentlicher Güter kann in
einem so genannten „Vexierbild“ dargestellt werden (siehe Abbildung 3).
Abbildung 3: Pareto-Optimalität privater und öffentlicher Güter im "Vexierbild"
(ENDRES und MARTIENSEN, 2007)
9

In allen drei Graphiken ist auf der Ordinate der Stückpreis in EURO und auf der Ab-
szisse die Anzahlt von Gut X aufgetragen. Teil a veranschaulicht die Nachfragekurve
zweier Personen, ausgedrückt in der marginalen Zahlungsbereitschaft (MZB). Die ho-
rizontale Linie GK stellt die Grenzkosten dar, d.h. jene Stückkosten die am Markt an-
geboten werden. Unter den gegebenen Bedingungen kauft die Person 1 X1** Güter
und die Person 2 X2** Güter, denn hier sind die Kosten des Produktes gleich ihrer in-
dividuellen Zahlungsbereitschaft.
In Teil b ist das pareto-optimale Produktangebot unter der Annahme eines rein priva-
ten Gutes dargestellt. Da rein private Güter durch Rivalität gekennzeichnet sind, kann
der Nutzen eines Gutes nicht geteilt werden. Dadurch addieren sich die individuellen
Nachfragen horizontal und ergeben eine aggregierte marginale Zahlungsbereitschaft
(MZB Σ hor). Im parto-Optimum schneidet sich die GK-Kuve mit der aggregierten mar-
ginalen Zahlungsbereitschaft, aber auch mit den individuellen Zahlungsbereitschaften
(siehe Teil a). Dadurch lautet die Optimalitätsbedingung für private Güter:
GK = MZB1 = MZB2
Formel 1: Pareto-Optimalitätsbedingung privater Güter (ENDRES und MARTIENSEN, 2007)
In Teil c ist das pareto-optimale Produktangebot unter der Annahme eines rein öffent-
lichen Gutes dargestellt. Die nicht-Rivalität von rein öffentlichen Gütern führt dazu,
dass ein Gut von „allen“ konsumiert werden kann ohne dabei „verbraucht“ zu werden.
Daher macht es auch keinen Sinn die individuellen Nachfragen horizontal, d.h. men-
genmäßig zu addieren. Viel mehr wird die individuelle marginale Zahlungsbereitschaft
vertikal addiert, sodass in Summe mehr Geld zur Verfügung steht um das öffentliche
Gut anzuschaffen. Daraus ergibt sich die Optimalitätsbedingung für öffentliche Güter:
GK = MZB1 + MZB2
Formel 2: Pareto-Optimalitätsbedingung öffentlicher Güter (ENDRES und MARTIENSEN,
2007)
Da in einem vollkommenen Markt die Grenzkosten gleich dem Preis sind (VARIAN,
2007), ist der linke Teil der Optimalitätsbedingung (siehe Formel 2) verhältnismäßig
leicht zu ermitteln. Weit größere Probleme liefern, wie bereits oben erwähnt, die indi-
viduellen marginalen Zahlungsbereitschaften. Es besteht für jeden Nachfrager die Ver-
suchung, den zu entrichtenden Preis in Höhe der marginalen Zahlungsbereitschaft zu
verweigern bzw. ihre marginale Zahlungsbereitschaft falsch, d.h. zu nieder angeben
10

(VARIAN, 2007). Dieses Dilemma wird als Trittbrettfahrer bezeichnet (ENDRES und
MARTIENSEN, 2007). Eine Möglichkeit wahrheitsgemäße Aussagen bezüglich der
marginalen Zahlungsbereitschaft zu erzwingen ist die unten beschriebene Clarke-
Steuer (VARIAN, 2007).
1.1.3.2. Clarke-Steuer
1971 beschrieb Edward Clarke in dem Artikel „Multipart Pricing of Public Goods“ ein
Verfahren mit dem beurteilt werden kann, ob es gesamtwirtschaftlich sinnvoll ist, ein
öffentliches Gut bereitzustellen oder nicht (CLARKE, 1971). Mithilfe einer von der öf-
fentlichen Hand eingehobenen Steuer, der Clarke-Steuer, wird sichergestellt, dass die
Menschen ihre wahre Wertschätzung eines öffentlichen Gutes, unter Zuhilfenahme ei-
ner Art Markt- oder Versteigerungsprozess, offen legen (CLARKE, 1971; TIDEMAN
und TULLOCK, 1976). Das Prinzip der Clarke-Steuer ist sehr anschaulich in VARIAN
(2007) erläutert.
Die eingehobene Clark-Steuer darf nicht an die anderen Parteien ausbezahlt, sondern
muss an den Staat abgeführt werden, um etwaiges spekulative Verhalten zu unterbin-
den (CLARKE, 1971).
Die Clarke-Steuer führt im Allgemeinen jedoch nicht zu einem pareto-optimalen Er-
gebnis. Das Niveau des öffentlichen Gutes ist zwar optimal, jedoch nicht der private
Konsum. Dieser wird durch die Steuerzahlungen belastet (VARIAN, 2007).
Die Clarke-Steuer garantiert nur, dass öffentliche Güter bereitgestellt werden, wenn
dadurch alle Parteien besser gestellt werden könnten. Dadurch, dass die Steuer dem
Staat zufließt, werden tatsächlich aber nicht alle Beteiligten besser gestellt (VARIAN,
2007).
Sind sehr viele Personen von der Entscheidung betroffen, dann ist die Wahrschein-
lichkeit für jeden einzelnen eine Schlüsselperson zu sein relativ gering (VARIAN,
2007). Somit ergibt sich einerseits die Möglichkeit bei nicht wahrheitsgemäßer Ant-
wort trotzdem nicht bestraft zu werden, d.h. Steuer zu zahlen. Auf der anderen Seite
fehlt vielen Parteien der Anreiz and der Abstimmung teil zu nehmen, da ihre Stimme
höchstwahrscheinlich nicht richtungweisend ist (CLARKE, 1971; TIDEMAN und
TULLOCK, 1976).
11

1.2. Das Marktversagen in der Abfallbehandlung
Die Fragestellung, ob in der Abfallbehandlung Marktversagen herrscht kann auf zwei Fragen
reduziert werden: „Handelt es sich bei der Abfallbehandlung um ein öffentliches Gut?“ und
„Werden durch die Abfallbehandlung Externalitäten berührt?“. Ist eine der beiden Fragen zu
bejahen, so kommt es zu einem Marktversagen.
Bei der ersten Frage muss weiters der Grad des Ausschlusses sowie der Grad der Rivalität um
das Gut Abfallbehandlung betrachtet werden. Obwohl die Behandlung des Abfalls in der Re-
gel mit Kosten verbunden ist, so stellt dies in diesem speziellen Fall nicht eine Ausschluss-
möglichkeit im Sinne öffentlicher Güter dar, da vom Gesetzgeber eine Behandlung vorge-
schrieben wird. Somit ist ein Ausschluss von der Abfallbehandlung für die Akteure in Wirt-
schaft und Industrie, aber vor allem auch die privaten nicht möglich. Im Falle der Rivalität
hingegen muss zwischen industriellen und privaten Akteuren unterschieden werden. Während
die Industrie durch ihre großen Abfallmengen den Abfallbehandler in einem gewissen Aus-
maß selbst wählen kann, haben die einzelnen Haushalte darauf keinen Einfluss. Weiters fallen
für die zusätzliche Behandlung des Abfalls eines einzelnen Haushalts im Normalfall für den
Behandler keine zusätzlichen Kosten an (d.h. die Grenzkosten sind Null). Bei industriellen
Abfallmengen jedoch kann davon nicht ausgegangen werden. Daraus ergibt sich, dass der
Grad der Rivalität um das Gut Abfallbehandlung akteursabhängig ist und zwar ist er bei pri-
vaten Haushalten gering und bei Industrien groß. Nach Abbildung 2 ist die Abfallbehandlung
von privaten Haushalten als öffentliches Gut und die von Industrieabfällen als Selbstbedie-
nungsgut zu definieren.
Bezüglich der zweiten Frage ist es offensichtlich, dass durch die Behandlung von Abfällen
negative externe Effekte entstehen. Durch zum Beispiel Emissionen, Lärm oder Geruch wer-
den öffentliche Güter, wie saubere Luft, beeinträchtigt.
Auf den ersten Blick erscheint diese Situation paradox, denn durch das öffentliche Gut der
Abfallbehandlung (bei privaten Haushalten) werden andere öffentliche Güter, meist negativ,
beeinflusst. Diese Spirale nach unten in Richtung schlechterer Umwelt kann nur durchbro-
chen werden, wenn die Abfallbehandlung keine negativen externen Effekte verursacht.
12

Momentan jedoch entstehen, trotz vieler Bemühungen von Vermeidung, Wiederverwendung
und Wiederverwertung Abfälle, die behandelt werden müssen. Diese Behandlung verursacht
nach dem heutigen Stand der Technik soziale Kosten in Form von negativen externen Effek-
ten. Zum Wohle der Bevölkerung ist es notwendig, die Behandlungsstrategie mit den gerings-
ten sozialen Kosten zu wählen. Dies ist nur möglich, wenn externe Effekte quantifiziert wer-
den und somit in interne Kosten überführt werden. Durch die Internalisierung aller möglichen
externer Effekte könnte aus wohlfahrtstheoretischer Sichtweise die optimale Abfallbehand-
lungsstrategie ermittelt werden.
In der Praxis steht man jedoch vor der Schwierigkeit die sozialen Kosten, verursacht durch
externe Effekte zu ermitteln. Hier stellt sich die Frage nach der Höhe der Kosten bzw. des
Schadens, die durch externe Effekte verursachen werden. Speziell in der Abfallbehandlung
ergibt sich die Herausforderung, die vielen unterschiedlichen Emissionen, die im Prozess ent-
stehen, zu bewerten. Mit den beiden Methoden der Ökobilanzierung und der Kosten-Nutzen
Analyse (siehe Punkt 2 unten) kann der Versuch der Quantifizierung und Bewertung von ex-
ternen Effekten, vor allem in Bezug auf Umweltauswirkungen, unternommen werden. Jedoch
werden nur in der Kosten-Nutzen Analyse die sozialen Kosten auch tatsächlich als monetäre
Werte angegeben (z.B. 1 Tonne NOx-Emission verursacht Kosten von 150 EURO). Bei der
Ökobilanz wird die zum Teil komplizierte und fehlerbehaftete monetäre Bewertung nicht
durchgeführt. Sie zeigt viel mehr auf, welche Konsequenzen die Emission von einer Tonne
NOx verursachen (z.B. Zunahme an Eutrophierung und Versauerung).
13

2. Instrumente zur Bewertung von Umweltauswirkungen
Wie in Abbildung 4 ersichtlich existieren mehrer Methoden zur Bewertung von Umweltaus-
wirkungen.
Abbildung 4: Vergleich Bewertungsverfahren (SALHOFER, 2001)
Bei der Stoffflussanalyse erfolgt eine detaillierte Bilanzierung aller Stoff- und Güterströme im
untersuchten Prozess. Jedoch werden die erhaltenen Daten keiner weiteren Bewertung unter-
zogen. Die Produktlinienanalyse erweitert die Ökobilanzierung um die behandelnden Bereche
Ökonomie und Gesellschaft. Das führt jedoch dazu, dass diese Methode sehr umfangreich
wird und nach SALHOFER (2001) in der Abfallwirtschaft kaum Anwendung findet.
Die Ganzheitliche Bilanzierung umfassender Ansatz, der die Bereiche Ökologie, Gesellschaft
und Technik untersucht und v.a. Bau-, Luftfahrt- und Elektroindustrie angewandt wird. Die
beiden Methoden „kumulierter Energieaufwand“ bzw. “Materialintensität per Serviceleis-
tung“ haben den großen Nachteil nur einen Teilbereich des gesamten Systems (Energie bzw.
Material) betrachtet werden (SALHOFER, 2001).
Mit Hilfe der Ökobilanz sowie der Kosten-Nutzen Analyse können theoretisch alle Input- und
Outputs aller Stufen des Produktlebenszyklus betrachtet werden. Speziell die Ökobilanz ist in
der Abfallwirtschaft eine häufig angewandte Methode, die den Bereich der Ökologie abdeckt.
Mit Hilfe der Kosten-Nutzen Analyse wird zusätzlich der Bereich Gesellschaft monetär (öko-
nomisch) abgebildet. Aus diesen Gründen und der Tatsache, dass in beiden Konzepten der
wohlfahrtstheoretische Grundgedanke verankert ist, werden alle anderen Bewertungskonzepte
aus den folgenden Betrachtungen ausgeschlossen. In den Abschnitten 2.1 und 0 werden die
beiden Bewertungskonzepte genauer dargestellt.
14

2.1. Ökobilanz (engl. Life-Cycle-Assessment, LCA)
Die Grundsätze und Rahmenbedingungen der Ökobilanz sind in der ISO Norm 14040 aus
dem Jahr 2006 festgelegt. Die Norm ISO 14044 „Ökobilanz-Anforderungen und Anleitung“
ebenfalls aus dem Jahr 2006 geht genauer, vor allem auf die tatsächliche Durchführung der
Ökobilanzierung ein. ISO steht für International Oranization for Standardization und bildet
einen internationalen Dachverband von nationalen Normungsorganisationen (ISO, 2008).
Österreich wird durch das österreichische Normungsinstitut ON vertreten (ÖN, 2008). Bei der
Gestaltung der Normen soll ein Konsens erzielt werden, bei dem folgende Interessensgruppen
(engl. stakeholder) beteiligt sind (ISO, 2008):
• Industrie- und Handelsvereinigungen
• Akademiker und Wissenschaftler
• Konsumenten und Konsumentenschutzvereinigungen
• Regierungen und Regulationsbehörden
• gesellschaftliche und andere Interessen
Normen sind qualifizierte Empfehlungen und ihre Anwendung ist prinzipiell freiwillig. Aller-
dings kommen ihnen oftmals quasi-verbindliche (z.B. international anerkanntes GMP Regel-
werk) bzw. verbindliche (wenn der Gesetzgeber sich darauf bezieht) Wirkung zu (ÖN, 2008).
Nach dem Umweltverträglichkeitsprüfungsgesetz (UVP-G, 2000) § 6 Abs. 3 ist durch das
Projekt die möglicherweise „erheblich beeinträchtigte Umwelt“, wozu insbesondere „die
Menschen, die Tiere, die Pflanzen,….die Luft, das Klima,….sowie die Wechselwirkung zwi-
schen diesen Schutzgütern zählen“, zu beschreiben. Weiters sind lt. § 6 Abs. 4 (UVP-G, 2000)
„mögliche erhebliche Auswirkungen des Vorhabens auf die Umwelt zu beschreiben“ und ab-
zuschätzen. Die Ökobilanzierung ist eine Methode die das erlaubt und mit der möglicherweise
beeinträchtigte Umwelt beschrieben und Auswirkungen abgeschätzt werden kann (PETEK
und GAUGITSCH, 2004).
2.1.1. Grundlagen
Die Ökobilanzierung ist eine modulare, systematische und iterative Methode zur Analyse von
Umweltaspekten und potenziellen Umweltwirkungen während des gesamten Lebensweges
eines Produktes bzw. Prozesses (ISO 14040, 2006).
15

Dabei kann die Ökobilanz z.B. umweltrelevante Produktverbesserungen aufdecken bzw. Ent-
scheidungsträger bei Planung, Priorisierung oder Produkt- und Prozessentwicklung unterstüt-
zen (siehe auch Abbildung 5) (ISO 14040, 2006). Jedoch liegen ökonomische und soziale
Aspekte und Wirkungen in der Regel außerhalb des Untersuchungsrahmes der Ökobilanz (I-
SO 14040, 2006). Die Ökobilanzierung ist weiters ein relativer Ansatz, bei dem im Endeffekt
alle Inputs und Outputs bzw. das Wirkungsabschätzprofil auf die jeweilige funktionelle Ein-
heit (z.B. eine Tonne Restmüll) bezogen werden (ISO 14040, 2006). Wie schon oben erwähnt
ist die Ökobilanzierung ein iteratives Verfahren, d.h. die einzelnen Phasen bauen auf den Er-
gebnissen davor liegender Phasen auf. Dabei werden die (Zwischen-) Ergebnisse immer mit
den zuvor definierten Zielen abgeglichen und falls notwendig werden einzelne Stufen wieder-
holt bzw. angepasst (ISO 14040, 2006). Eine Ökobilanz-Studie gliedert sich in folgende vier
Phasen (siehe Abbildung 5) (ISO 14040, 2006), die später näher erläutert werden:
• Festlegung von Ziel und Untersuchungsrahmen
• Sachbilanz
• Wirkungsabschätzung
• Auswertung
Abbildung 5: Phasen und Anwendung der Ökobilanzierung (ISO 14040, 2006)
16

2.1.2. Ziel und Untersuchungsrahmen
Das schriftlich festgelegte Ziel einer Ökobilanz beinhaltet die beabsichtigte Anwendung der-
selben, die Gründe für die Durchführung der Studie sowie die angesprochene Zielgruppe (ISO
14040, 2006).
Im Untersuchungsrahmen sind die wesentlichen Eckpfeiler der Ökobilanz festgehalten, die in
der ISO-Norm 14040 (2006) taxativ aufgelistet sind. Beispiele sind
• das zu untersuchende Produktsystem;
• die Systemgrenzen;
• die funktionelle Einheit;
• die Allokationsverfahren;
• Einschränkungen und Annahmen.
2.1.3. Systemgrenzen
Die Systemgrenzen beschreiben die Schnittstellen des untersuchten Produktsystems zur Um-
welt und zu anderen Produktsystemen und legen fest, welche Prozessmodule in die Untersu-
chung miteinbezogen bzw. ausgegrenzt werden. Im Idealfall sind alle Inputs und Outputs des
untersuchten Systems Elementarflüsse (ISO 14040, 2006). Ein Beispiel, wie die Systemgren-
zen, als Abgrenzung des untersuchten Systems von der Systemumgebung, definiert werden
können ist in Abbildung 6 angeführt.
Typische Beispiele für Prozessmodule innerhalb der Systemgrenzen sind nach ISO14040
(2006):
- Gewinnung von Rohstoffen
- Inputs und Outputs des Herstellungs- und Verarbeitungsprozesses
- Transport
- Elektrizität
- Herstellung von Betriebsstoffen
17

In der Praxis werden jedoch nicht alle Inputs bzw. Outputs oder Prozesse in die Ökobilanz
miteinbezogen. Es gibt verschiedene Abschneidekriterien, wonach diese von der Analyse
ausgeschlossen werden können (ISO 14044, 2006). Diese Kriterien sind nicht starr festgelegt,
sondern müssen immer von Fall zu Fall ermittelt und begründet werden. Die wichtigsten sind:
• Masse: Massenströme unterschreiten einen zuvor festgelegten prozentuellen Anteil.
• Energie: Energieströme unterschreiten einen zuvor festgelegten prozentuellen Anteil.
• Umweltrelevanz: Inputs bzw. Outputs unterschreiten zuvor festgelegten Umweltwir-
kungen.
Weiters können die vorgesehene Anwendung der Studie, die zuvor getroffenen Annahmen
oder Daten- und Kostenbeschränkungen zur Einschränkung der Systemgrenzen führen (ISO
14040, 2006).
2.1.4. Funktionelle Einheit
Die funktionelle Einheit bezeichnet die Bezugsgröße auf die unter anderem der Input- und
Outputflüsse normiert werden (ISO 14040, 2006; ISO 14044, 2006) (z.B. Emissionen pro
Tonne Abfall).
2.1.5. Sachbilanz
Die Sachbilanz gliedert sich in Datenerhebung sowie Datenberechnung und dient zur Quanti-
fizierung relevanter Input- und Outputflüsse des Produktionssystems (siehe Abbildung 6) (I-
SO 14044, 2006). Dabei müssen alle Prozessmodule, welche innerhalb der Systemgrenzen
liegen berücksichtigt werden (ISO 14044, 2006). Inputs bzw. Outputs werden in einem ersten
Schritt meist als Materialströme oder Energieströme betrachtet. Darauf können Elementar-
flüsse bezogen werden (ISO 14044, 2006). Beispiele für Elementarflüsse sind:
• Emissionen in die Luft (z.B. SO2, CO2, NOx)
• Emissionen in Wasser (z.B. Verunreinigungen in Abwässer)
• Emissionen in Boden (z.B. Sickerstoffe aus Mülldeponie)
Zusätzlich können aber auch Daten bezüglich Lärm, Geruch oder Abwärme in die Ökobilanz
mit einbezogen werden (ISO 14044, 2006).
18

Abbildung 6: Produktsystem für eine Ökobilanz (ISO 14040, 2006)
2.1.5.1. Datenerhebung
Die zu erhebende Daten müssen auf ihre Qualität hin analysiert werden. Dabei sind un-
ter anderem der zeitbezogene, geographische und technologische Erfassungsbereich
bzw. Präzision, Vollständigkeit, Repräsentativität, Konsistenz, Vergleichbarkeit und
Unsicherheit der Daten von Bedeutung (ISO 14044, 2006). Die Daten können qualita-
tiver oder auch quantitativer Natur sein und durch Messung, Berechnung oder Schät-
zung gesammelt werden (ISO 14044, 2006).
Die erhobenen Daten werden in weiter unten aufgelistete Hauptgruppen, die in der
ISO-Norm 14044 (2006) taxativ aufgelistet sind eingeteilt, wobei feinere Kategorisie-
rung individuell vorgenommen werden kann.
• Energieinputs, Rohstoffinputs, Betriebsstoffinputs, andere physikalische Inputs
• Produkte, Koppelprodukte und Abfall
• Emissionen in Luft, Wasser und Boden
• Weitere Umweltaspekte
19

2.1.5.2. Datenberechnung
Der Punkt Datenberechnung umfasst das Umrechnen von Inputs und Outputs, die Da-
tenvalidierung, der Bezug der Daten auf ein Prozessmodul bzw. eine funktionierende
Einheit und schließlich die Datenallokation (ISO 14044, 2006).
Das Umrechnen von Inputs und Outputs bezieht sich zum Beispiel auf brennbares Ma-
terial, bei dem der Massenstrom mit Hilfe des Energiegehalts (Heizwert) der Energie-
strom errechnet werden kann (ISO 14044, 2006).
Die Datenvalidierung liefert den Nachweis, dass die zuvor definierten Anforderungen
an die Datenqualität erfüllt wurden (ISO 14044, 2006).
Quantitative Input- und Outputdaten eines Produktionsmoduls müssen auf einen Refe-
renzfluss und in weiter Folge auf die funktionelle Einheit bezogen werden (ISO 14044,
2006). Werden dabei Daten aggregiert, so ist darauf zu achten, dass diese auf gleich-
wertige Stoffe und ähnliche Umweltwirkungen bezogen sind (ISO 14044, 2006).
Prozesse, die von mehreren Produktsystemen gemeinsam benutzt werden, müssen spe-
ziell behandelt werden. Eventuelle Umweltauswirkungen der Prozesse dürfen nicht
doppelt bzw. gar nicht berücksichtigt werden. Wenn möglich soll auf eine Aufteilung
(Allokation) der Umweltwirkung (bzw. Inputs und Outputs) durch Systemerweitung
bzw. Systemaufteilung vermieden werden (ISO 14044, 2006). Ist dies nicht möglich
schreibt die ISO-Norm 14044 (2006) eine Allokation aufgrund physikalischer bzw. ö-
konomischer Produkteigenschaften vor. Folgende Beispiele sollen die Problematik nä-
her erläutern (BUXMANN, 1998).
• Physikalische Allokation: Werden zwei Produkte gleichzeitig mit einem LKW
transportiert, so müssen die daraus entstandenen Emissionen auf die beiden Pro-
dukte aufgeteilt werden. Die Allokation kann nach dem Gewicht, dem Volumen
oder einem Mischparameter geschehen.
• Vermeidung von Allokation: Die bei der Müllverbrennung entstehende Energie
wird unter anderem als Elektrizität in das öffentliche Netz eingespeist und in
weitere Folge anderen Produktsystemen zugeführt. Durch Erweiterung der Sys-
temgrenzen auf das Elektrizitätsnetz, kann eine Allokation verhindert werden.
Die erzeugte Energie wird somit wieder in das untersuchte Produktsystem, der
Müllverbrennung, zurückgeführt.
20

2.1.6. Wirkungsabschätzung
Die Wirkungsabschätzung hat zum Ziel potentielle Umweltwirkungen auf Basis der Sachbi-
lanz zu beurteilen (ISO 14040, 2006). Sie erhebt allerdings keinen Anspruch auf Vollständig-
keit, da nur Umweltthemen betrachtet werden, die im Ziel und Untersuchungsrahmen festge-
legt wurden (ISO 14040, 2006). Die Wirkungsabschätzung baut auf die Ergebnisse der Sach-
bilanz auf und gliedert sich in verbindliche und optionale Bestandteile (siehe Abbildung 7)
(ISO 14040, 2006).
Abbildung 7: Bestandteile der Wirkungsabschätzung (ISO 14040, 2006)
Wirkungskategorien beschreiben potentielle Auswirkungen auf Umwelt bzw. Mensch und
können weiters in räumliche Bezüge (global, regional und lokale Wirkung) unterteilt werden
(TR/ISO 14047). Für jede Wirkungskategorie müssen, zusammengefasst, folgende Faktoren
bestimmt werden (ISO 14044, 2006):
• Wirkungsendpunkt(e)
• Wirkungsindikator für die vorgegebenen Wirkungsendpunkt(e)
• Identifizierung geeigneter Sachbilanzergebnisse, die unter Berücksichtigung des Wir-
kungsindikators dem Wirkungsendpunkt zugeordnet werden kann.
• Identifizierung des Charakterisierungsmodells
21

2.1.6.1. Auswahl von Wirkungskategorien, Wirkungsindikatoren
und Charakterisierungsmodellen
Die Auswahl von Wirkungskategorien, Wirkungsindikatoren und Charakterisierungs-
modellen muss mit dem Ziel und dem Untersuchungsrahmen der Ökobilanz in Ein-
klang stehen. Weiters sollen sie naturwissenschaftlich begründet und international ak-
zeptiert sein (ISO 14044, 2006). Beispiele für Wirkungskategorien sind in ISO/TR
14047 beschrieben (siehe Tabelle 1) (FLEISCHER und RIEBE, 2002; RENNER
und KLÖPFFER, 2005).
Wirkungskategorie
Ressourcenverbrauch
• abiotisch
(nicht nachwachsend)
• biotisch
(nachwachsend)
• Landnutzung
Klimaänderung
stratosphärischer Ozonabbau
Wirkungsindikator
[Bezugsstoff]
input-bezogen
fossile Ressourcen [Erdöl]
biotische Verarmung
Hemerobienstufen [m 2 ]
output-bezogen
Global Warming Potential (GWP)
[CO2]
Ozone Depletion Potential (ODP)
[FCKW 11]
22
räumliche
Relevanz
global
global
regional
global
global
Humantoxizität Human Toxicity regional
Ökotoxizität
• terrestrisch
• aquatisch
Photooxidantien / Sommersmog
Wirkungsfrachtpotential
- Wasser
- Atmosphäre
Photochemical Ozone Creation
(POCP) [Ethylen]
regional
regional
Versauerung Acidification Potential (AP) [H + ] regional
Eutrophierung
• terrestrisch
• aquatisch
Nutrification Potential (NP)
NPt [Stickstoff]
NPt [Phosphat]
regional
Geruch Geruchsschwellwert lokal
Lärm Schall [Pa 2 *s] lokal
Tabelle 1: Wirkungskategorien (vgl. FLEISCHER und RIEBE, 2002)

Für jede Wirkungskategorie werden Wirkungsindikatoren bestimmt, die in einem kau-
salen Zusammenhang mit der jeweiligen Wirkungskategorie stehen (z.B. Freisetzung
von Protonen als Ursache der Versauerung von Wald und Vegetation). Charakterisie-
rungsmodelle spiegeln den Zusammenhang zwischen Sachbilanzergebnissen und den
Wirkungsindikatoren wieder (ISO 14044, 2006). Folgende Punkte sollten für Wir-
kungsindikatoren bzw. Charakterisierungsmodelle ermittelt werden (ISO 14044,
2006):
• Zustand des Wirkungsendpunktes
• Räumliche Aspekte der Umweltwirkung (z.B. Gebiet und Ausmaß)
• Zeitliche Aspekte der Umweltwirkung (z.B. Dauer, Verweilzeit, Zeitverlauf)
• Umkehrbarkeit des Umweltwirkungsmechanismus
• Unsicherheit der Wechselwirkung zwischen Wirkungsindikator und Wirkungs-
endpunkt
2.1.6.2. Klassifizierung
Klassifizierung bedeutet, dass die Ergebnisse der Sachbilanz den zuvor ausgewählten
Wirkungskategorien (Umweltwirkungen) zugeordnet werden (ISO 14044, 2006). Da-
bei sind folgende Punkte zu berücksichtigen (ISO 14044, 2006):
• Wirkt eine Sachbilanzergebnis nur auf eine Wirkungskategorie, so ist sie dieser
voll zuzurechnen.
• Wirkt ein Sachbilanzergebnis jedoch auf mehrere Wirkungskategorien, so muss
man weiters unterscheiden, ob es sich dabei um einen parallelen oder seriellen
Mechanismus handelt.
o Paralleler Mechanismus: Wirkt ein Sachbilanzergebnis parallel auf mehrere
Wirkungskategorien, so muss es aufgeteilt werden (z.B. SO2 Emission wird
zwischen den Wirkungskategorien „menschliche Gesundheit“ und „Versaue-
rung“ aufgeteilt).
o Serieller Mechanismus: Wirkt ein Sachbilanzergebnis seriell auf mehrere Wir-
kungskategorien, so kann die Emission als Beitrag zu allen Kategorien klassi-
fiziert werden
23

2.1.6.3. Charakterisierung
Charakterisierung bedeutet, dass mit Hilfe eines Charakterisierungsmodells die klassi-
fizierten Sachbilanzdaten in Wirkungsindikatormengen umgerechnet werden (ISO
14044, 2006). Verschiedenen Sachbilanzdaten, der gleichen Wirkungskategorie, wer-
den auf eine gemeinsame Einheit des Wirkungsindikators bezogen und sind somit
leichter vergleichbar bzw. aggegierbar.
Die Wirkungsindikatormenge stellt ein Maß für den Schaden, der durch die Emission
verursacht wird, dar. Aus diesem Grund ist das Charakterisierungsmodell eine Funkti-
on von Wirkungsdauer und Wirkungsstärke. Dies bedeutet, dass gleichen Mengen von
länger wirkenden und schädlicheren Emissionen verglichen mit „harmlosen“ Emissio-
nen durch das Charakterisierungsmodell höheren Wirkungsindikatormengen zugeord-
net werden. Die Frage nach der unterschiedlichen Gewichtung des Schadens in den
unterschiedlichen Perioden ist in starker Analogie mit der der Kosten-Nutzen Analyse
zu sehen. An dieser Stelle sei deshalb auf die in Punkt 2.2.5 beschriebenen Ausfüh-
rungen verwiesen.
Im Falle des Treibhauseffekts (GWP: global warming potential) werden alle relevan-
ten Emissionen auf kg-CO2 Äquivalente bezogen. Aktuelle Umrechnungsfaktoren von
IPCC-Richtlinien (Integrated Pollution Prevention and Control) zur Verfügung gestellt
(RENNER und KLÖPFFER, 2005). Ein weiteres Beispiel ist die Wirkungsabschät-
zung der Schwefeldioxidemission. Im ersten Schritt wird dabei die SO2 Emission der
Wirkungskategorie „Versauerung“ zugeordnet. Diese Wirkungskategorie wird durch
den Wirkungsindikator „Freisetzung von Protonen“ charakterisiert, d.h. die H+(aq)
Freisetzung ist ein Maß für die Versauerung des Bodens. Mit Hilfe eines Charakteri-
sierungsmodells muss die SO2 Emission in freigesetzte Protonen umgerechnet werden.
24

Auf die optionale Bestandteile der Wirkungsabschätzung (siehe auch Abbildung 7) wird im
Folgenden näher eingegangen.
2.1.6.4. Normierung
Normierung bedeutet in diesem Fall, dass die „Wirkungsindikatorwerte in Bezug auf
die Referenzinformation“ bezogen wird (ISO 14044, 2006). Dies dient vor allem dem
besseren Verständnis der jeweiligen relativen Größenordnung und kann somit unter
anderem zur relativen Beurteilung der Bedeutung der Indikatorwerte hilfreich sein (I-
SO 14044, 2006).
2.1.6.5. Ordnung
Unter Ordnung versteht man, dass die Wirkungskategorien in eine oder mehrere Klas-
sen eingeteilt werden (ISO 14044, 2006). Die Wirkungskategorien werden entweder
nach einer nominalen Skala oder nach einer vorgegebenen Hierarchie bewertet. Die
jeweiligen Klassen können sich bei nominalen Skalen z.B. wie folgt ergeben:
Klasse 1: 0-10%; Klasse 2: 11-20% usw.
Bei hierarchischen Klassen wäre eine mögliche Gliederung: niedrige, mittlere und ho-
he Priorität. In weiterer Folge kann eine Rangbildung der einzelnen Wirkungskatego-
rien geschehen (ISO 14044, 2006).
2.1.6.6. Gewichtung
Bei der Gewichtung werden entweder Indikatorwerte (bzw. normierte Ergebnisse) mit
Gewichtungsfaktoren umgewandelt oder zusätzlich über Wirkungskategorien hinweg
aggregiert. Dabei fließen die einzelnen Indikatorwerte mit einer bestimmten Gewich-
tung, die auf subjektiven Wertehaltungen beruht, in den Gesamtwert mit ein (ISO
14044, 2006). ISO 14044 (2006) steht diesem Schritt jedoch eher kritisch gegenüber,
da die Gewichtungen nicht wissenschaftlich begründet sind. Sollte dieser Schritt den-
noch durchgeführt werden, so sind die originalen (ungewichteten) Daten ebenfalls an-
zugeben.
25

2.1.6.7. Weitere optionale Analysen
Zum besseren Verständnis der Signifikanz, der Unsicherheit und er Sensitivität von
Ergebnissen werden in der ISO-Norm 14044 (2006) folgende Methoden zur deren Ab-
schätzung beschrieben:
• Schwerpunktanalyse
• Fehlerabschätzung
• Sensitivitätsanalyse
2.1.7. Auswertung
In der Auswertungsphase werden die Ergebnisse der Sachbilanz und der Wirkungsabschät-
zung mit den zuvor festgelegten Ziel und Untersuchungsrahmen abgeglichen, mit dem Zweck
daraus Schlussfolgerungen, Einschränkungen und Empfehlungen abzuleiten (ISO 14040,
2006). Die Ergebnisse sollen dabei leicht verständlich, vollständig und in sich schlüssig sein
(ISO 14040, 2006).
2.1.8. Kritische Prüfung
Die Kritische Prüfung dient „zur Klärung ob eine Ökobilanz die Anforderungen an die Me-
thodik, Daten, Auswertung und Berichterstattung erfüllt und ob sie mit den Grundsätzen ü-
bereinstimmt“ (ISO 14040, 2006). Durch die Einbeziehung interessierter Kreise dient sie dem
besseren Verständnis und der Glaubwürdigkeit von Ökobilanzen (ISO 14040, 2006). Die Kri-
tische Prüfung kann entweder von unabhängigen Sachverständigen (intern oder extern) oder
von einem Ausschuss interessierter Kreise, wie z.B. Regierungsbehörden, NGOs, Wettbewer-
ber bzw. betroffene Industriezweige unter der Leitung eines Sachverständigen (extern und
unabhängig) durchgeführt werden (ISO 14044, 2006).
26

2.1.9. Kritik
Die Ökobilanz bezieht sich „nur“ auf potentielle Umweltauswirkungen und ökonomische und
soziale Aspekte werden in der Regel nicht berücksichtigt. Jedoch kann der Ökobilanz-Ansatz
auch auf diese Aspekte angewandt werden (ISO 14040, 2006).
Sie kann unter anderem. aufgrund des relativen Ansatzes und der inhärenten Unsicherheit bei
der Modellierung von Umweltwirkungen nicht zur genauen bzw. absoluten Voraussage von
Umweltwirkungen dienen. (ISO 14040, 2006).
Anders als bei der Kosten-Nutzen Analyse gibt es keine wissenschaftliche Grundlage Ergeb-
nisse einer Ökobilanzierung zu einem numerischen Einzelwert zusammenzufassen (siehe Ge-
wichtung 2.1.6.6). Daher ist eine numerische Rangfolge von unterschiedlichen Varianten
schwerer zu realisieren (ISO 14040, 2006).
Während des gesamten Prozesses der Ökobilanz-Studie fließen subjektive Elemente, wie z.B.
Auswahl, Modellierung und Beurteilung der Wirkungskategorien ein, daher ist es notwendig,
alle Entscheidungen transparent darzustellen (ISO 14040, 2006).
27

2.2. Kosten-Nutzen Analyse (KNA)
Die OECD (Organisation for Economic Co-Operation and Development) ist ein Forum, in
dem Regierungen von 30 Staaten gemeinsam an wirtschaftlichen, sozialen und umweltpoliti-
schen Herausforderungen der Globalisierung arbeiten (PEARCE et al., 2006). Im Jahr 2006
veröffentlichte die OECD einen Leidfaden zur Kosten-Nutzen Analyse „Cost-Benefit Analy-
sis and the Environment“, indem sowohl die theoretischen Grundlagen als auch die praktische
Anwendung der Kosten-Nutzen Analyse (KNA) beschrieben wird. Die folgenden Ausführun-
gen beziehen sich großteils auf dieses Werk von PEARCE et al. (2006). Um den Vergleich
der KNA mit der Ökobilanz übersichtlicher zu gestalten wird versucht der chronologische
Ablauf der LCA-Abhandlung des Punktes 2.1 beizubehalten.
2.2.1. Grundlagen
Die KNA ist eine Methode, die wie der Name schon sagt, Kosten und Nutzen einer Investition
entgegenstellt. Im Kern ist sie vergleichbar mit der Investitionsrechnung der Betriebswirt-
schaft. Dabei werden unterschiedliche Investitionsentscheidungen zwischen mehreren alterna-
tiven Investitionen anhand aller anfallender monetären Auswirkungen (Kosten und Erträ-
ge/Nutzen) getroffen. Die Kosten-Nutzen Analyse wird jedoch meist für größere, öffentliche
Investitionen in den Bereichen Umwelt, Verkehr oder Gesundheit angewandt. Hierbei geht es
im Wesentlichen darum, dass öffentliche Gelder effizient eingesetzt werden um den Bürgern
und Bürgerinnen einen optimalen Nutzen zu stiften (PEARCE et al., 2006).
Die Grundaussage der Kosten-Nutzen Analyse ist im Wesentlichen sehr einfach und nach-
vollziehbar:
Eine öffentliche Investition soll dann durchgeführt werden,
wenn der daraus kumulierte Nutzen die kumulierten Kosten übertrifft.
Rein formal ist diese Aussage in Formel 3 dargestellt.
Formel 3: Basisgleichung der Kosten-Nutzen Analyse (PEARCE et al., 2006)
28

Für jede Periode t, in der die geplante Investition Auswirkungen hat werden die zu erwarten-
den Kosten (Cit) vom erwarteten Nutzen (Bit) subtrahiert. Meist ist es der Fall, dass zu Beginn
eher die Kosten der Investition dominieren und sich der Nutzen dann über einen längeren
Zeitraum erstreckt. Da Kosten bzw. Nutzen heute in der Regel mehr Wert haben als zu einem
späteren Zeitpunkt, müssen alle Nettowerte (Nutzen weniger Kosten pro Periode) auf einen
gemeinsamen Zeitpunkt mit Hilfe eines Abzinsungsfaktors (1+s) -t diskontiert werden. Die
Summe aller diskontierten Nettowerte wird als Kapitalwert (engl. net present value, NPV)
bezeichnet. Ist dieser positiv, so schafft eine Investition mehr Nutzen als sie kostet und sollte
prinzipiell durchgeführt werden (PEARCE et al., 2006).
Obwohl diese Zusammenhänge auf den ersten Blick vielleicht trivial erscheinen, ist es in der
Praxis oftmals schwierig die dahinter liegenden Parameter richtig zu wählen. Auf spezielle
Herausforderungen, wie der monetären Bewertung von Kosten oder Nutzen, des zu verwen-
denden Diskontierungssatzes bzw. der angesetzten Zeitspanne wird später im Text näher ein-
gegangen. Dabei dürfen die Parameter Zinssatz und Zeitspanne nicht unterschätzt werden, da
sie den Kapitalwert stark beeinflussen können (PEARCE et al., 2006).
Kosten-Nutzen Analysen werden zwar meist vor der Umsetzung eines Projektes, also ex ante,
durchgeführt, ex post Analysen sind aber nicht ausgeschlossen. Diese finden Anwendung z.B.
wenn die Genauigkeit einer ex ante durchgeführte KNA im Nachhinein überprüft werden soll
bzw. um andere Entscheidungsregeln recht zufertigen. Im Folgenden wird der prinzipielle
Ablauf einer ex ante Kosten-Nutzen Analyse beschrieben. Diese Anleitung gilt aber sinnge-
mäß auch für ex post KNAs (PEARCE et al., 2006).
2.2.2. Ziele und Untersuchungsrahmen
Die Analyse beginnt mit einer Darstellung von unterschiedlichen Optionen um zuvor gesteck-
te Ziele zu erreichen. Oftmals werden diese Ziele von den nationalen oder supranationalen
Gesetzgebern vorgegeben, wie zum Beispiel eine Verbesserung der Luftqualität. Laut EU-
Richtlinie 2001/81 EG ist Österreich dazu verpflichtet bis 2010 den jährlichen Emissionen,
unter anderem von Schwefeldioxid um 10% (auf 30 Kilotonnen) sowie von Stickoxiden um
8% (auf 103 Kilotonnen) zu senken (EU-RICHTLINIE 2001/81/EG). In der Regel gibt es
eine Vielzahl unterschiedlicher Möglichkeiten diese Vorgaben zu erreichen, aber solche die
nicht durchführbar oder aufgrund mangelndem politischen Willen zum Scheitern verurteilt
sind, fallen in einer Vorauswahl weg. Die übrig gebliebenen Optionen werden mit Hilfe der
Kosten-Nutzen Analyse auf ihre Rentabilität, d.h. Kapitalwert hin analysiert. Prinzipiell soll-
29

ten alle Investitionen durchgeführt werden, welche einen positiven Kapitalwert aufweisen
(PEARCE et al., 2006).
Eine Ausnahme bilden sich gegenseitig ausschließende Investitionen, d.h. solche deren Out-
put redundant ist. Bei solchen Investitionen ist darauf zu achten, dass die beste Alternative
gewählt wird. Die ist in der Regel jene, welche bei gleichen Kosten einen höheren Nutzen
stiftet. Bei unterschiedlichen Kosten sollte jene mit dem höchsten Kapitalwert durchgeführt
werden, wenn keine Budgetrestriktionen vorherrschen (PEARCE et al., 2006).
Zur Ermittlung des optimalen Umfangs der geplanten Investition wird folgende mikroökono-
mische Grundregel angewandt:
Im optimalen Umfang entspricht der marginale Nutzen des Projekts
seinen marginalen Kosten.
Dies bedeutet im Wesentlichen nichts anderes, als dass ein zusätzlich ins Projekt investierte
Euro genau einen Nutzen von einem Euro stiftet. Aber solange der zusätzliche Nutzen großer
(gleich) den zusätzlichen Kosten ist, sollten diese investiert werden.
Verbleiben schlussendlich mehrere durchzuführende Investitionen im Portfolio und die vor-
handenen Mittel sind begrenzt, sollen jene mit einem höheren Nutzen zu Kosten Verhältnis
durchgeführt werden (PEARCE et al., 2006).
2.2.3. Systemgrenzen
Wie oben bereits erwähnt werden Kosten-Nutzen Analysen im Allgemeinen für größere In-
vestitionen der öffentlichen Hand angewandt. Dies bedeutet, dass in der Regel dadurch ein
größerer Teil der Gesellschaft in irgendeiner Weise berührt wird. Prinzipiell können in die
Kosten-Nutzen Analyse die Meinungen all dieser Personen einfließen und würden somit die
Systemgrenze darstellen. Es gibt bezüglich der geographischen Systemgrenzen keine fixen
Regeln, oftmals wird jedoch eine Nation als Einheit betrachtet. In manchen Fällen müssen die
Systemgrenzen jedoch erweitert werden. Wird zum Beispiel ein Flusskraftwerk an der Lan-
desgrenze errichtet, so ist davon auch das stromabwärts gelegene Land betroffen. Im Falle der
Erderwärmung bzw. der Emission von Treibhausgasen ist die ganze Welt das zu betrachtende
System (PEARCE et al., 2006).
30

2.2.4. Funktionelle Einheit und Sachbilanz
Analog zur Ökobilanz ist es auch in der Kosten-Nutzen Analyse sinnvoll eine funktionelle
Einheit zu definieren. Im Zuge der Sachbilanz werden daher ebenfalls die Input- und Output-
flüsse auf diese Bezugsgröße normiert (z.B. Emissionen pro Tonne Abfall). Als Ergebnis der
Analyse erhält man jedoch zum Unterschied einen monetären Wert pro funktionelle Einheit
(z.B. Kosten von 15 EURO pro Tonne Abfall).
So wie bei der Ökobilanz ist auch in der Kosten-Nutzen Analyse bildet die Sachbilanz den
Ausgangspunkt der quantitativen Bewertung. Werden für ein und dasselbe Produkt bzw. Pro-
duktionsprozess beide Methoden angewandt ergeben sich, im Falle gleicher Ziele und Unter-
suchungsrahmen, als logische Konsequenz auch die identische Sachbilanz. Aus diesem Grund
kann zur näheren Beschreibung der Sachbilanz an dieser Stelle auf die obigen Ausführungen
verwiesen werden (siehe 2.1.5).
2.2.5. Wirkungsabschätzung / Monetäre Bewertung
In starker Analogie zu den oben vorgestellten Theorien von Coase oder Clarke, können in der
Kosten-Nutzen Analyse durch die Investition betroffene Personen auf ihre Präferenzen hin
befragt werden. Der Nutzen wird gemessen als „willingness to pay“ (WTP), das ist jener Be-
trag den die befragten Personen bereit wären für die Umsetzung bzw. Unterlassung des Pro-
jektes zu zahlen. Besitzen manche Personen ein Eigentumsrecht (Grundstück, Recht auf sau-
bere Luft), das durch das Projekt an Wert verliert, so spricht man von „willingness to accept“
(WTA). Der Gesamtnutzen bzw. die Gesamtkosten entsprechen der Summe der individuellen
Nutzen bzw. Kostenvorstellungen (PEARCE et al., 2006).
Die Auswirkungen eines Projektes können direkt oder auch indirekt gemessen werden. Bei
der direkten Methode müssen die befragten Personen das Projekt direkt bewerten, z.B. ihre
WTP, WTA für eine Investition zur Verbesserung der Luftqualität angeben. Bei dem indirek-
ten Verfahren müssten bei diesem Beispiel z.B. die Verbesserung des Gesundheitszustandes
bewertet werden. Experten schätzen dann den kausalen Zusammenhang zwischen der Luft-
qualität und dem Wohlbefinden der Bevölkerung (PEARCE et al., 2006).
Vom methodischen Ansatz wäre es kein Problem, die Vorlieben / Meinungen der Bevölke-
rung durch z.B. Experten- oder Politikermeinungen zu substituieren. Dies kann jedoch prob-
lematisch sein, da genau dieser Personenkreis bereits die möglichen Projekte formuliert und
31

die Vorauswahl trifft. Die Kosten-Nutzen Analyse soll aber genau jene bereits getroffenen
Entscheidungen auf ihren Einklang mit dem öffentlichen Interesse überprüfen.
In manchen Fällen ist die breite Masse nicht in der Lage einer Veränderung bzw. nicht-
Veränderung einen monetären Wert beizumessen. Dies ist vor allem dann der Fall, wenn für
sie die Veränderung kaum spürbar ist, aber einen großen Einfluss auf das Ökosystem hat.
Dieses Dilemma wird auch das „correspondence problem“ genannt, da wissenschaftliche In-
formationen über die Veränderung des Ökosystems nicht mit den wahrgenommenen Indikato-
ren der Bevölkerung korrespondieren (PEARCE et al., 2006).
2.2.5.1. Konzept des Total Economic Value (TEV)
Die Kosten eines Projekts gliedern sich in die drei Teile Implementierungskosten, Be-
hördenkosten und Umweltkosten (v.a. externe Kosten). Die Implementierungskosten
beziehen sich auf die Kosten aller benötigten Ressourcen zur Realisierung des Projek-
tes. Die Behördenkosten beziehen sich auf die Kosten der Beamten, die projektbezogen
anfallen. Die Umweltkosten können einen Schaden (positive Kosten) oder einen Nut-
zen (negative Kosten, verhinderter oder verminderter Schaden) darstellen. Die Ein-
schätzung dieser Umweltkosten ist noch immer Gegenstand wissenschaftlicher Debatte
(PLOTTER, 2007) und kann unter dem Deckmantel des total economic value (TEV)
abgeschätzt werden. Der TEV kann auch als Summe aller WTP und WTA eines Pro-
jekts gesehen werden (PEARCE et al., 2006).
Der TEV ist ein allumfassendes Werkzeug um den ökonomischen Wert (externe Kos-
ten bzw. externer Nutzen) jeglichen Umwelt- bzw. Naturgutes zu ermitteln. Wie in
Abbildung 8 beschrieben gliedert sich der TEV in use value (nutzungsabhängiger
Wert) und non-use value (nicht-nutzungsabhängiger Wert), auch passive value ge-
nannt. Der nutzungsabhängige Wert besteht aus dem actual use value (direktem Wert),
der Wert der tatsächlichen Nutzung des Gutes (z.B. Besuch des Nationalparks) und
dem option value (Optionswert), der Wert dem der Erhaltung des Gutes zur eventuellen
späteren Nutzug beigemessen wird. Der nicht-nutzungsabhängige Wert ist etwas abs-
trakter und beschreibt den Wert, den man bereit ist für den Erhalt eines Gutes zu bezah-
len, obwohl es von der Person momentan und auch in Zukunft nicht genutzt wird. Er
gliedert sich in existence value (Existenzwert), bequest value (Vermächtniswert) und
altruism value (Uneigennützigkeitswert). Der Existenzwert bezieht sich auf Güter, die
von niemandem momentan oder in Zukunft genutzt werden kann, denen aber dennoch
ein Wert beigemessen wird (z.B. Schutz bedrohter Tierarten). Der Uneigennützig-
32

keitswert bzw. Vermächtniswert bezieht sich auf den Wert, den eine Person einem Gut
beimisst um dieses Gut auch andern Personen der gleichen bzw. nachfolgenden Gene-
rationen zugänglich zu machen (PEARCE et al., 2006).
Abbildung 8: Total Economic Value (PEARCE et al., 2006)
2.2.5.2. Methoden zur monetären Bewertung des TEV
Alle Komponenten des total economic values (siehe Abbildung 8) sind nicht marktfä-
hig, d.h. es gibt keinen Markt auf dem diese Werte gehandelt werden können. Folglich
gibt es für sie auch keinen leicht zu ermittelnden Marktpreis. Dennoch besteht die
Möglichkeit diesen subjektiven Werten einen monetären Wert beizumessen (PEARCE
et al., 2006).
Dabei unterscheidet man prinzipiell zwischen nachfrageabhängigen und nachfrageu-
nabhängigen Methoden. Zur Gruppe der nachfrageabhängigen Methoden zähen die
Stated-Preference Methoden, die Revealed-Preference Methoden sowie der Dosis-
Wirkung Ansatz (EC, 2000). Dabei können nicht-nutzungsabhängige Werte am Besten
durch Stated-Preference Methoden, wie z.B. dem Wahl-Modell oder der Kontingenz-
Beurteilung, gemessen werden (PEARCE et al., 2006). All diese Methoden beruhen
auf Befragungen, bei denen die WTP bzw. WTA direkt oder indirekt gemessen werden
kann.
Für nutzungsabhängige Werte besteht die Möglichkeit den monetären Wert mithilfe
von Marktinformationen und/oder Marktverhalten der betroffenen Personen abzuschät-
zen. Zu diesen, im Folgendem näher beschriebenen, Revealed-Preference Methoden
gehören unter anderem die Reisekostenmethode, das Hedonische Preiskonzept, Kon-
33

zept der Unterlassungskosten sowie der Krankheitskostenansatz (PEARCE et al.,
2006).
Weitere Möglichkeiten externe Effekte (v.a. von Emissionen) ist Methode der Auf-
räum- bzw. Vermeidungskosten, die zu den nachfrageunabhängigen Verfahren zählen
(EC, 2000).
Sind bereits analoge externe Nutzen bzw. Kosten in einer anderen KNA ermittelt wor-
den, so können diese in folgenden KNA übernommen werden. Dies ist eine valide
Vorgehensweise, die Zeit und Ressourcen spart.
Kontingenz-Beurteilung
Bei der Kontingenz-Beurteilung werden mittels Marktforschung Personen direkt nach
ihrer willingness-to-pay für eine Qualitätsverbesserung der Umwelt bzw. für das Ver-
hindern von Umweltschäden befragt (EC, 2000). Obwohl diese Methode direkt auf die
volkswirtschaftliche Bewertung von Umweltveränderungen abzielt, müssen einige Ein-
schränkungen beachtet werden. So sind die Antworten stark von der konkreten Frage-
stellung und von der genauen Beschreibung der Umweltauswirkung abhängig sowie
von der Tatsache, ob die Umweltveränderung bereits eingetreten ist (Unterschied WTP
vs. WTA, siehe oben). Weiters spielt die Art und Weise wie für die z.B. Umweltver-
besserung bezahlt werden soll eine große Rolle (EC, 2000). In Verbindung mit Müll-
deponien bzw. Müllverbrennungsanlagen könnte die Kontingenz-Beurteilungsmethode
angewandt um einzelne Unannehmlichkeiten wie Geruch, Lärm oder visuelle Belästi-
gung beurteilen zu können (EC, 2000).
Hedonisches Preiskonzept
Der Ansatz des Hedonischen Preiskonzepts beruht auf der Tatsache, dass marktfähige
Güter als Funktion von nicht marktfähigen Gütern dargestellt werden (Hedonische
Preisfunktion). Nicht marktfähige Güter können somit indirekt durch marktfähige Gü-
ter gehandelt werden. Zum Beispiel ist der Kaufpreis eines Hauses eine Funktion von
u.a. ruhiger Nachbarschaft, Qualität der nahe gelegenen Infrastruktur, Sicherheit und
Verschmutzungsgrad des Wohngebietes (PEARCE et al., 2006). Durch statistische
Auswertung von vielen Güterpreisen und Ermittlung der für den Preis ausschlagenden
Charakteristika, kann ähnlich der Conjoint-Analyse, jeder Produkteigenschaft ein mo-
netärer Wert, entsprechend der WTP, zugewiesen werden.
34

Die Conjoint-Analyse ist ein Verfahren, dass häufig im Marketing Anwendung findet.
Dabei müssen Probanten ähnliche Produkte mit unterschiedlichen Produkteigenschaf-
ten nach ihrer Präferenz reihen. Wenn zum Beispiel eine Person einen Glasflasche
Milch um 1,05 EURO für gleich gut befindet als dieselbe Mich in einem Tetra-Pack
Gebinde für 0,95 EURO, so kann daraus geschlossen werden, dass die Glasflasche für
den Kunde einen Wert von 0,10 EURO besitzt.
Das Hedonische Preiskonzept findet vor allem im Immobilienbereich sowie zur Be-
stimmung lohnabhängiger Variablen Anwendung. Nicht marktfähige Güter wie z.B.
Verkehrslärm, Luftverschmutzung, Wasserqualität oder visuelle Belästigung (z.B.
durch Nähe zu Mülldeponien) können somit quantifiziert werden (PEARCE et al.,
2006).
Reisekostenmethode
Die Reisekostenmethode wird vor allem angewandt um den Wert von (Nah-) Erho-
lungsgebieten zu bewerten. Dazu gehören Parks, Wälder, Seen, Strände usw. Der indi-
viduelle Erholungswert ist abhängig vom Naherholungsgebiet selbst, aber auch von
den Anreisekosten und eventuellen Übernachtungskosten. Dabei wird der Anreise und
dem Erholungsgebiet Komplementarität unterstellt, d.h. durch Ermittlung der marktfä-
higen Reisekosten kann der nicht marktfähige Wert des Erholungsgebietes bestimmt
werden. Die Reisekosten werden weiters unterteilt in monetäre Kosten (z.B. Zugticket,
Benzin) und „vergeudete“ Zeit der Anreise. Die Kosten der Reisezeit können durch den
individuellen Stundenlohn berechnet werden. Allerdings dürfen nicht 100% der äqui-
valenten Lohnkosten angesetzt werden, da in der Regel eine Stunde Reisekosten nicht
einer Stunde Verdienstendgang entspricht. Der Grund ist, dass durch die meist fixen
Arbeitszeiten, nicht zu jeder Zeit beliebig viel gearbeitet werden kann. In der Wissen-
schaft wird daher meist ein Drittel bis die Hälfte des Lohns der Reisezeit angerechnet
(PEARCE et al., 2006).
Konzept der Unterlassungskosten / Verteidigungskosten
Wird durch ein Projekt die Lebensqualität von Personen in Mitleidenschaft gezogen
(generell: nicht marktfähige Verschlechterung), so entstehen daraus Kosten, die mit
dem Konzept der Unterlassung bzw. Verteidigung abgeschätzt werden können. Auf die
Verschlechterung kann die Bevölkerung unterschiedlich reagieren (PEARCE et al.,
2006).
35

Zum einen ist es denkbar, dass sie dadurch für eine gewisse Tätigkeit länger benötigen
oder gar nicht mehr ausführen können. Daraus ergeben sich naturgemäß Opportunitäts-
kosten, in diesem Fall Unterlassungskosten genannt. Ein Beispiel wäre, dass durch er-
höhte Luftverschmutzung weniger Zeit im Freien genossen werden kann. Jedoch ist die
im Gebäude verbrachte Zeit nicht notwendigerweise vergeudet, sondern kann eventuell
produktiv eingesetzt oder anderweitig genossen werden (PEARCE et al., 2006).
Zum anderen kann man sich gegen manche Verschlechterungen schützen, indem
marktfähige Güter gekauft werden (Verteidigungskosten). Ein Beispiel wäre der Ein-
bau von Doppelglasfenster gegen erhöhten Verkehrslärm. Jedoch muss beachtet wer-
den, dass Verteidigungskosten nur einen Teil bzw. eine niedrige Einschätzung des
Wertes der Verschlechterung darstellt. Durch das oben erwähnte Doppelglasfenster
kann zwar der Lärm im Gebäude reduziert werden, der Lärm z.B. im Garten bleibt da-
durch aber unverändert (PEARCE et al., 2006).
Der Krankheitskostenansatz
Der Krankheitskostenansatz (engl. cost of illness, COI) ist mit der weiter unten be-
schriebenen Dosis-Wirkung Ansatz verwandt und kann auch als Teilaspekt des Dosis-
Wirkung Ansatzes betrachtet werden. Er berücksichtigt alle Ausgaben für medizinische
Leistungen und Produkte für gesundheitliche Schäden in Folge von nicht marktfähigen
Schäden und ist somit dem Verteidigungskostenansatz ähnlich. Im Unterschied zu den
Verteidigungskosten fließen in die Krankheitskosten private und öffentliche Ausgaben
ein. Während angenommen werden kann, dass die privaten Ausgaben tatsächlich pro-
portional dem gesundheitlichen Schaden ist, ist das bei öffentlichen Ausgaben für das
Gesundheitswesen nicht der Fall. Vermehrte öffentliche Ausgaben in das Gesund-
heitswesen stehen in keinem kausalen Zusammenhang mit negativen Umwelteinflüs-
sen, da z.B. auch eine Verbesserung des Gesundheitszustandes der Bevölkerung be-
zweckt werden kann (PEARCE et al., 2006).
Die Grundlage dieses Ansatzes bilden die Belastungs-Resonanz Zusammenhänge. Für
das obige Beispiel müssten im Vorfeld eine quantifizierbare Verbindung zwischen der
Luftverschmutzung und dem Gesundheitszustand der Bevölkerung hergestellt werden.
Dies ist oftmals kein leichtes Unterfangen, da z.B. ein und dieselbe Krankheit oftmals
mehrere Auslöser haben kann (PEARCE et al., 2006).
36

Methode des Verlorenen Outputs
Bei der Verlorenen Output Methode, die ebenfalls mit dem Dosis-Wirkung Ansatz
verwandt ist, wird der durch die Umweltbeeinträchtigung zu verzeichnende Produktivi-
tätsrückgang ermittelt. Zum Beispiel verursacht die Luftverschmutzung einen geringe-
ren landwirtschaftlichen Ertrag. Die Ernte hat einen Marktwert und somit können Um-
weltschäden auch monetär bewertet werden.
Wie bei dem Krankenkostenansatz sind auch hier Belastungs-Resonanz Zusammen-
hänge die Voraussetzung um quantifizierbare Verbindungen (in diesem Fall zwischen
der Luftverschmutzung und Ernteertrag) hergestellt zu können (PEARCE et al., 2006).
Dosis-Wirkung Ansatz
Der Dosis-Wirkung Ansatz schätzt die physikalische Auswirkung von Rezeptoren
(Wirkung) durch Umweltveränderung (Dosis) ab (EC, 2000). Beispiele sind Gesund-
heitsauswirkungen und Korrosionsschäden verursacht durch Luftverschmutzungen o-
der Ernteverluste durch sauren Regen. Der Dosis-Wirkung Ansatz ist der geradlinigste
Weg um Emissionen zu bewerten, da er die dadurch bedingten Wertänderungen von
beeinflussten Güter oder Services abschätzt. Er gliedert sich in 4 Stufen (EC, 2000).
• Abschätzung der entstehenden Emissionen. (z.B. 10 Tonnen SO2 pro Jahr)
• Quantifizierung der zeitlichen Exposition von durch die Emission betroffener Re-
zeptoren. (z.B. Felder sind vermehrt saurem Regen ausgesetzt)
• Quantifizierung der Auswirkung betroffener Rezeptoren. (z.B. verringerter Output,
höhere Krebsrate)
• Ökonomische Bewertung der Auswirkungen. (z.B. Ernteschäden von 20 Mio.€)
Die große Schwierigkeit dieses Ansatzes ist die Abschätzung der Exposition der ein-
zelnen Rezeptoren sowie der Link zwischen Dosis und Wirkung (EC, 2000). Daher
könne in der Praxis nicht alle denkbar möglichen Auswirkungen von Emissionen ab-
geschätzt werden. Jedoch hat die Dosis-Wirkung Ansatz im Gegensatz zur Aufräum-
bzw. Vermeidungskosten Methode den Vorteil auch positive Effekte der Umweltver-
änderung zu bewerten (EC, 2000).
37

Methode der Aufräum- und Vermeidungskosten
Die Methode der Aufräumkosten und die der Vermeidungskosten basieren nicht auf
der ökonomischen Wohlfahrtstheorie der willingness-to-pay und können daher nur als
grobe Abschätzung herangezogen werden (EC, 2000). Wie der Name schon andeutet,
werden bei der ersten Methode die Kosten abgeschätzt die entstehen um die Umwelt
wieder in den ursprünglichen Zustand (vor der Verschmutzung) zu versetzen. Bei der
zweiten handelt es sich um die Abschätzung der Kosten die entstehen, wenn gänzlich
auf die Verschmutzung verzichtet wird. Beide Ansätze stellen extreme dar, da in der
Praxis das soziale Optimum oftmals in der Mitte, Verringerung statt kompletter Ver-
meidung oder Wiederherstellung liegt. Weiters spiegeln beide Kostenansätze nicht die
tatsächlich durch die Umweltbeeinträchtigung entstandenen Kosten der Schäden wie-
der (EC, 2000).
2.2.5.3. Zeitabhängige Variablen
Zeitspanne
In die Kosten-Nutzen Analyse gehen alle Kosten und Nutzen ein, unabhängig vom
Zeitpunkt der Entstehung. Der NPV ist daher eine mehrperiodige Größe, wobei die
einzelnen Perioden unterschiedlich gewichtet werden (siehe Diskontierungsfaktor).
Prinzipiell sollten alle Perioden, in der das untersuchte Projekt Auswirkungen auf die
Bevölkerung hat, berücksichtigt werden (PEARCE et al., 2006). Die Zukunft aber birgt
immer eine gewisse Unsicherheit. Ist es daher noch seriös mögliche Auswirkungen in
z.B. 500 Jahren zu schätzen und in die Berechnung mit einfließen zu lassen? Daher
muss die für die Analyse herangezogene Zeitspanne im Vorfeld festgelegt werden.
Inflation
Kosten als auch Nutzen werden in der KNA als monetäre Werte betrachtet. Für die Be-
rechnung des NPV müssen diese Werte zuvor von der Inflation bereinigt werden, da im
Zinssatz des Diskontierungsfaktors die Inflation in der Regel nicht berücksichtigt wird
(PEARCE et al., 2006).
Eine oft angewandte Möglichkeit den Einfluss der Inflation methodisch auszuschließen
ist die in der Investitionsrechnung übliche Annahme, alle zukünftigen anfallenden Kos-
ten bzw. Erlöse (Nutzen) ohne die jährliche Inflation zu berechnen (KRUSCHWITZ,
2003). Die würde zum Beispiel bedeuten, dass Krankenhauskosten, die in 10 Jahren
anfallen mit den heutigen Krankenhauskostensätze gewertet werden. Dabei unterstellt
38

man, dass die Kosten bzw. Erlöse im Gleichklang mit der Inflationsrate steigen. Somit
werden die prognostizierten monetären Werte per se ohne etwaige inflationäre Effekte
angegeben und es ist daher lediglich die zeitliche Geldentwertung (Gewichtung) mit
Hilfe eines angemessenen Diskontierungsfaktors zu berücksichtigen.
Diskontierungsfaktor
Der Diskontierungsfaktor DF gibt an wie zukünftige Kosten und Nutzen gewichtet
werden. D.h. ein DF von 1 würde bedeuten, dass die zukünftigen Kosten und Nutzen
gleich bedeutend sind als die momentanen. Umgekehrt würde ein DF von 0 bedeuten,
dass die zukünftigen Effekte nicht in die Berechnung mit einfließen. Der Diskontie-
rungsfaktor ist eine dimensionslose Größe, die sich aus den Zinssatz s und dem jewei-
ligen Zeitwert t berechnet (siehe Formel 4).
Formel 4: Diskontierungsfaktor (PEARCE et al., 2006)
Bei Projekten zur Umweltverbesserung ist es meist der Fall, dass die Investitionskosten
in der Gegenwart anfallen und der daraus resultierende Nutzen sich über einen längeren
Zeitraum erstreckt. Je näher der DF bei eins ist, desto mehr wird der zukünftige Nutzen
z.B. einer sauberen Umwelt gewichtet und desto eher sollten von der jetzigen Genera-
tion Investitionen in die Verbesserung der Umwelt getätigt werden (PEARCE et al.,
2006). Da Diskontierungsfaktoren von eins (Zinssatz ist null) bzw. von eins (Zinssatz
ist unendlich groß) eher unrealistische Annahmen sind, stellt sich das Problem der
Auswahl eines geeigneten Wertes.
Eine Möglichkeit wäre den Grundgedanke der KNA, die individuell empfundenen
Nutzen bzw. Präferenzen, heranzuziehen. Es müsste folglich ermittelt werden, welchen
Stellenwert die Zukunft für die Bevölkerung hat, d.h. wie sie die Zukunft diskontiert.
Die ursprüngliche Annahme eines über die Zeit konstanten Zinssatzes wurde durch
empirische Studien widerlegt und durch einen dynamischen Zinssatz ersetzt (FRED-
ERICK, 2002). Dynamisch bedeutet in diesem Fall, dass der subjektiv empfundene
Zinssatz mit der Zeit abnimmt, d.h. dass Nutzen die weiter in der Zukunft liegen stär-
ker gewichtet werden als bei konstantem Zinssatz. Daraus folgt, dass der Diskontie-
rungsfaktor im Laufe der Zeit langsamer abnimmt. Anstatt einer exponentiellen Funk-
39

tion, wie es bei konstanten Zinssätzen der Fall ist, nimmt der DF analog einer hyperbo-
lischen Funktion ab. Allerdings wird auch das Heranziehen eines hyperbolisch abneh-
menden DF kritisiert (RUBINSTEIN, 2003).
Weitere Ansätze zur Ermittlung von angemessenen Zinssätzen bzw. Diskontierungs-
faktoren liefern WEIZMANN (1999) und GOLLIER (2002). Beide Ansätze sind im
Gegensatz zur oben beschriebenen empirischen Ermittlung theoretisch begründet. Das
grundlegende Resultat, mit der Zeit abnehmenden Zinssätzen, ist jedoch ident. Die Ba-
sis der Analyse von WEIZMANN (1999) ist die Unsicherheit zukünftiger Zinssätze
und die von GOLLIER (2002) die Unsicherheit der zukünftigen wirtschaftlichen Lage
im Allgemeinen.
In der aktuellen Literatur wird, wahrscheinlich wegen der großen Komplexität sich
verändernder Zinssätze, mit zeitlich konstanten gerechnet. Wobei gängige Zinssätze
sich zwischen ein und fünf Prozent befinden (ESHET et al., 2005).
2.2.6. Auswertung
Die theoretische Vorgehensweise der Berechnung der Kosten bzw. Nutzen des untersuchten
Systems ist im Abschnitt 2.2.5 beschrieben. Die bloße Darstellung des Kapitalwerts gibt zwar
Aufschluss über die relative Vorteilhaftigkeit, aber keinen Anhaltspunkt über die einzelnen
Ursachen, d.h. die Zusammensetzung, des Kapitalwerts. Durch die Sensitivitätsanalyse kann
der individuelle Beitrag der einzelnen Emissionen an den Gesamtkosten bzw. –nutzen be-
stimmt werden. In der Kosten-Nutzen Analyse kann man diesen prozentualen Anteil der ein-
zelnen Emissionen direkt am monetären Anteil vom Gesamtkapitalwert darstellen.
Natürlich empfiehlt es sich auch die Ergebnisse leicht verständlich, vollständig und in sich
schlüssig darzustellen.
40

2.2.7. Kritische Prüfung
Eine Kritische Prüfung wie bei der Ökoblilanz ist bei der Kosten-Nutzen Analyse keine not-
wendige Voraussetzung für die „Gültigkeit“ der Analyse (PEARCE et al., 2006). Dies bedeu-
tet aber auf keinen Fall, dass aufgrund der fehlenden teilweise externen Kontrolle, ungenau,
unübersichtlich oder fehlerhaft gearbeitet werden soll und darf. Meiner Meinung nach ist es
vor allem für die Glaubwürdigkeit und Akzeptanz der Untersuchung wichtig, sie in Anleh-
nung an die Ökobilanznorm eine kritische Prüfung zu unterziehen. Jedoch kann dieser erheb-
liche Mehraufwand schon rein aus budgetären Gründen nicht bei allen KNAs durchgeführt
werden. Eine diesbezügliche Investition wäre jedoch vor allem bei größeren Projekten, die
letztendlich auch realisiert werden sollen, zu empfehlen.
2.2.8. Kritik
Laut neoklassischer Lehre sollte eine Gesellschaft einen pareto-optimalen Zustand anstreben.
Das Pareto-Optimum ist definiert als ein effizienter Zustand in dem jegliche Veränderung
mindestens eine Person schlechter stellt (GOWDY, 2004). Das Erreichen eines Pareto-
Optimums ist also eine win-win Situation. In der Realität jedoch gibt es solche win-win Situa-
tionen, in der durch eine Politik / Investition alle Beteiligten „gewinnen“, nur selten. Dieses
Dilemma wird versucht mit dem Kaldor-Hicks Kriterium, basierend auf Potential Pareto Im-
provement (PPI), zu umgehen. Allerdings wird kritisiert, dass sich ein Pareto-Optimum deut-
lich von einer PPI unterscheidet und somit wird das Kaldor-Hicks Kriterium als politische
Entscheidungsgrundlage in Frage gestellt (GOWDY, 2004). Ein anderer Kritikpunkt liegt in
der einfachen Summenbildung der individuellen Werteinschätzungen aller betroffenen Perso-
nen zur Ermittlung der sozialen Wohlfahrtsfunktion. Das Pareto-Prinzip hingegen geht von
der Unvergleichbarkeit des individuellen Nutzens aus (PEARCE et al., 2006).
Ein weiterer Kritikpunkt betrifft die Werteinschätzung per se mittels individueller Präferen-
zen. Hier geht es um die Frage, ob die Präferenzen der betroffenen Personen als Entschei-
dungsgrundlage zulässig sind. Dies gilt jedoch nicht pauschal für alle beschriebenen Bewer-
tungsverfahren, sondern nur für jene, bei der die WTP mittels Umfragen erhoben wurde. Ein
Beispiel wäre die schon oben beschriebene Annahme, dass die Bevölkerung über die Umwelt-
schäden und deren Auswirkung nicht ausreichend informiert ist und daher ihre Einschätzun-
gen falsch wären. Ein anders Beispiel wäre das intrinsische Recht anderer Spezies auf Leben.
Gibt es solch ein Recht, dann ist die KNA zur Entscheidungsfindung in diesen Belangen nicht
geeignet (PEARCE et al., 2006).
41

Kapitel C: Fallstudie
3. Ziel und Untersuchungsrahmen
Ziel dieser Fallstudie ist der methodische Vergleich der Ökobilanz mit der Kosten-Nutzen
Analyse, im Speziellen deren unterschiedliche Bewertung von Umweltauswirkungen. Es soll
ermittelt werden, ob beide Verfahren zur gleichen relativen Vorteilhaftigkeit eines Projektes
(Fallbeispiel) gelangen. Die Datengrundlage (Sachbilanzdaten) dafür wurden großteils von
der AVN Machbarkeitsstudie übernommen (AVN NOE, 1995).
Im Detail sollen die relevanten Umweltauswirkungen zweier Abfallbehandlungsanlagen un-
tersucht und bewertet werden, um anschließend eine Reihung vornehmen zu können. Wobei
Emissionen die Auswirkungen auf Mensch, Tier und Natur verursachen als relevant eingestuft
werden. Bei den beiden alternativen Anlagen (Szenarien) handelt es sich um eine Müll-
verbrennungsanlage (MVA; Szenario „Müllverbrennung“) und um eine mechanisch-
biologische Abfallbehandlungsanlage (MBA) mit anschließender Verbrennung der heizwert-
reichen Fraktion (Szenario „MBA“). Dabei sollen die beiden unterschiedlichen Bewertungs-
verfahren parallel durchgeführt werden.
Der Untersuchungsrahmen, d.h. die funktionelle Einheit, die Systemgrenzen und auch der
Inventare (Inputs und Outputs der Sachbilanz) sind für beide Bewertungsverfahren identisch.
Der wesentliche Unterschied liegt in der unterschiedlichen Bewertung der Umweltauswirkun-
gen beider Szenarien, die einerseits über monetäre Äquivalente (KNA) und andererseits über
Charakterisierungsmodelle (Ökobilanz) erfolgt (PEARCE et al., 2006; ISO14044, 2006). Um
auch beim Ökobilanz-Modell eine Reihung der Szenarien zu ermöglichen werden die quanti-
fizierten Wirkungsindikatorwerte mit Hilfe des Eco-Indikators´99 1 aggregiert und zu einem
„single score“ zusammen gefasst.
3.1. Funktionelle Einheit
Die funktionelle Einheit, auf das sich die Ökobilanz als auch die KNA beziehen, ist eine Ton-
ne Abfall bestehend aus Restmüll, Restabfälle aus Sperr- bzw. Gewerbemüll, Klärschlamm
und Baustellenabfälle gemäß der prognostizierten Zusammensetzung für Niederösterreich im
Jahr 2015 (siehe Tabelle 2). Die Behandlung von Klärschlamm bzw. Baustellenabfälle in ei-
1 Für eine Erläuterung des Eco-Indikators siehe 5.1
42

ner MVA oder MBA wird heutzutage nicht durchgeführt, jedoch werden in die AVN Mach-
barkeitsstudie (AVN NOE, 1995) diese Abfallarten auch dem MVA bzw. MBA Behand-
lungsprozess zugeführt (siehe Systemgrenzen Abbildung 9 und Abbildung 10). Diese etwas
unrealistische Annahme wurde für diese Fallstudie nicht verändert, da aus den Daten der
AVN NOE (1995) die Emissionswerte für die einzelnen Abfallarten nicht separat aufgelistet
sind und somit eine „Bereinigung“ des Inventars nicht möglich ist.
3.2. Systemgrenzen
Die Systemgrenzen umschließen die Technosphäre, das bedeutet, dass alle relevanten Stoff-
ströme zwischen der Technosphäre und der Umwelt erfasst werden müssen (RENNER und
KLÖPFFER, 2005). Die Systemgrenzen (siehe Abbildung 9 und Abbildung 10) umschließen
somit den Transport des Abfalls, die Abfallbehandlung sowie die Deponierung der behandel-
ten Abfälle. Dabei fallen Emissionen in Luft und Wasser an. Weiters wird Grund für Depo-
nien und Anlagen als auch Erdgas und Aktivkohle für den Betrieb der MVA verbraucht.
Die Verwertung der gewonnenen Energie sowie der abgetrennten Altstoffe wird aus der Sys-
tembetrachtung abgetrennt. Da diese Outputs jedoch ein Primärerzeugen derselben substituie-
ren, werden dafür Emissionsgutschriften berücksichtigt. Da bei der thermischen Verwertung
im Wirbelschichtkessel nahezu dieselben Emissionen pro Abfallmenge als bei der Rostfeue-
rung entstehen (SALHOFER, 2004 und AVN NOE, 1995), können beide Verfahren als emis-
sionstechnisch identisch betrachtet werden. Die verwendeten Emissionswerte (für beide Ver-
fahren) entsprechen daher analog der AVN NOE (1995) den Bescheidwerten der AVA Wels
(Rostfeuerung).
Alle Expositionen innerhalb der Systemgrenzen (z.B. Erkrankung von Mitarbeitern) werden
ebenfalls aus der Betrachtung ausgeschlossen (vgl. RENNER und KLÖPFFER, 2005).
Da es sich laut Untersuchungsrahmen um eine vergleichende Analyse handelt, werden alle
redundanten Prozessmodule, wie z.B. die Verwertung der abgetrennten Eisenmetalle, aus der
Analyse ausgeschlossen.
Für die beiden Szenarien „Müllverbrennung“ und „MBA“ ergeben sich somit folgende Sys-
temgrenzen (siehe Abbildung 9 und Abbildung 10).
43

Abbildung 9: Systemgrenzen Szenario „Müllverbrennung“
Abbildung 10: Systemgrenzen Szenario „MBA“
Beide Szenarien bestehen aus den Prozessmodulen Transport, MVA sowie Deponie. Beim
Szenario „MBA“ kommen zusätzliche MBA Modul (mechanisch-biologische Abfallbehand-
lung) hinzu, um ein dezentrales Abfallbehandlungskonzept zu realisieren. All diese Prozess-
module verursachen relevante Umweltauswirkung in Form von Luftemission, Wasseremissi-
on oder Flächenverbrauch. Dem können Emissionsgutschriften für gewonnene Energie oder
recycelte Altstoffe entgegengestellt werden.
44

4. Sachbilanz
4.1. Abfallarten
Für diese Fallstudie werden in Anlehnung an die AVN Machbarkeitsstudie folgende Abfallar-
ten in Betracht gezogen (AVN NOE, 1995).
4.1.1. Restmüll
Restmüll ist der nach getrennter Sammlung von Altstoffen, Verpackungen und kompostierba-
ren Abfällen verbleibender Müll aus privaten Haushalten. Weiters wird der von Betrieben und
Einrichtungen mit einem in Menge und Zusammensetzung mit privaten Haushalten ver-
gleichbaren Abfall als Restmüll eingestuft. (AVN NOE, 1995).
4.1.2. Sperrmüll
Sperrmüll ist nicht gefährlicher Siedlungsabfall, der wegen seiner äußeren Beschaffenheit
(Größe oder Masse) nicht durch ein ortsübliches Müllerfassungssystem erfasst werden kann
(z.B. Möbel, Öfen, Fahrräder) (NÖ AWG, 1992).
Sperrmüll wird daher nicht gemeinsam mit Restmüll, sondern im Zuge der Sperrmüllabfuhr
erfasst (AVN NOE, 1995).
4.1.3. Gewerbemüll
Gewerbemüll sind Abfälle aus gewerblichen Betrieben mit zumeist inhomogener Zusammen-
setzung. Größere Mengen an spezifischen Abfällen aus Industriebetrieben werden unter In-
dustrieabfälle subsumiert. Für die ist meist eine eigene Entsorgung möglich, die in dieser Fall-
studie jedoch nicht betrachtet wird (AVN NOE, 1995).
4.1.4. Klärschlamm
Klärschlamm wird aus kommunalen, betrieblichen und industriellen Abwasserreinigungsan-
lagen gewonnen. Als Vergleichsgröße dient Klärschlamm mit einer Trockensubstanz von
35% (AVN NOE, 1995).
45

4.1.5. Baustellenabfälle
Baustellenabfälle sind nicht verwertbare Reststoffe aus Bautätigkeit bzw. aus der Aufberei-
tung von gemischtem Bauschutt bestehend aus Kunststoffen, Papier, Pappe, Holz, Textilien,
Metallen sowie mineralischen Anteilen (AVN NOE, 1995).
4.2. Abfallmengen
Die für die Fallstudie herangezogenen Abfallmengen entsprechen einer Prognose des Abfall-
aufkommens des Landes Niederösterreich im Jahr 2015 (AVN NOE, 1995).
Abfallart Menge [t/Jahr] Anteil
Restmüll 150.000 51,5%
Restabfälle aus Sperrmüll 26.000 8,9%
Restabfälle aus Gewerbemüll 70.000 24,1%
Klärschlamm (35% TM) 20.000 6,9%
Baustellenabfälle 25.000 8,6%
Summe 291.000 100,0%
Tabelle 2: Prognose der Abfallmengen 2015
In Sperrmüll und Gewerbemüll sind ungefähr 40% Altstoffe enthalten, die durch einer Sortie-
rung gewonnen werden können. Diese Sortierung ist für beide Szenarien ident und wird daher
aus der Analyse ausgeschlossen. In die weitere Betrachtung gehen daher nur die 60% Restab-
fälle aus Sperrmüll und Gewerbemüll ein (siehe Tabelle 2).
Ca. 5% des Restmülls sind Metalle (AVN NOE, 1995), die sowohl im Szenario „Müll-
verbrennung“ als auch „MBA“ abgetrennt werden können und somit ebenfalls von der weite-
ren Analyse ausgegrenzt werden.
46

4.3. Szenario „Müllverbrennung“
4.3.1. Allgemeine Beschreibung von Müllverbrennungsanlagen
Die Müllverbrennung (MV) wird für die Behandlung einer großen Bandbreite von Abfällen
verwendet, ist aber oftmals nur ein Teil eines komplexen Abfallbehandlungssystems (z.B.
Restmüll-Splitting) (EC, 2006). Das Ziel der MV ist die Reduktion des Abfallvolumens, die
Zerstörung potenziell gefährlicher Substanzen sowie die Herstellung inerter Abfälle (EC,
2006).
Der Großteil der Müllverbrennungsanlagen (MVA) produziert mehr Energie in Form von
Elektrizität und Wärme als selbst Verbraucht wird (EC, 2006). Wobei der Energieinput vor
allem aus Abfall, Hilfsbrennmaterialien (z.B. Erdgas, Diesel) und Elektrizität besteht.
Die Hauptbestandteile einer MVA bilden der Feuerraum, der Wasser-Dampf Kreislauf sowie
die Reinigung des Rauchgases und des Abwassers (STUBENVOLL et al., 2002).
Im Wesentlichen gibt es drei unterschiedliche Feuerungstechniken (Rostfeuerung, Drehrohr-
ofen und Wirbelschichtofen), die jeweils für gewisse Anwendungen bzw. Müllzusammenset-
zug Vorteile bieten (STUBENVOLL et al., 2002).
Der Verbrennungsprozess im Feuerraum kann bei allen drei Verfahren in drei, zeitlich ver-
setzten aber überlappenden Phasen eingeteilt werden (EC, 2006):
1. Trocknung und Entgasung
Bei Temperaturen zwischen 100 und 300°C werden flüchtige Stoffe freigesetzt (z.B.
Kohlenwasserstoffe, Wasser). Dieser Schritt benötigt keinen Sauerstoff, sondern ledig-
lich zugeführte Wärme.
2. Pyrolyse und Vergasung
Unter Pyrolyse versteht man den weiteren Abbau organischer Substanzen in Abwe-
senheit von Sauerstoff bei Temperaturen zwischen 250 und 700°C.
Vergasung ist der Transport von kohlenstoffhältigen Materialien in die Gasphase mit
Hilfe von Wasserdampf und CO2 bei Temperaturen zwischen 500 und 1000°C.
47

3. Oxidation
Alle brennbaren Gase, die in den Schritten 1 und 2 entstanden sind, werden oxidiert.
D.h. der eigentliche Verbrennungsprozess findet in der Gasphase statt. Es entsteht
Rauchgas von Temperaturen zwischen 800 und 1450°C, welches den Großteil des im
Abfall befindlichen Energiegehalts in Form von Wärme trägt.
Der Energiegehalt des Rauchgases wird im Abhitzekessel über Heizflächen an den Wasser-
Dampf-Kreislauf übertragen. Der Wasser-Dampf-Kreislauf einer MVA unterscheidet sich
vom prinzipiellen Aufbau nicht von dem herkömmlicher Kraftwerke. Er besteht aus Wasser-
aufbereitungsanlage, Kondensatsystem, Turbine mit dazugehörigem Kühlsystem und Kühl-
oder Wärmeauskopplung (STUBENVOLL et al., 2006).
Die Reinigung des Rauchgases ist generell vom vorgeschalteten Feuerungssystem unabhän-
gig, somit ist diese Technik universell einsetzbar (STUBENVOLL et al., 2006). Dabei werden
in der Regel Luftschadstoffe wie Staub, schwer- und leichtflüchtige Schwermetalle, SOx,
NOx, HCl, HF und organische Verbindungen abgeschieden (STUBENVOLL et al., 2006). Es
werden drei Verfahren, das Trocken-Verfahren, das Halbtrocken-Verfahren und das Nass-
Verfahren unterschieden. Diese Verfahren werden in der Praxis oft in Kombination verwen-
det. Zum Beispiel ist es möglich durch ein Trocken-Verfahren (Gewebefilter) zu entstauben
und weiter hinten im Fließschema die SOx Emission durch ein Nass-Verfahren (Nasswäscher)
zu reduzieren. In der Regel als letzt geschaltetes Reinigungsverfahren wird die NOx Emission
durch das Einbringen von Ammoniak reduziert (DeNOx-Verfahren) (STUBENVOLL et al.,
2006).
Ein Anlagenschema, allerdings ohne den Wasserkreislauf mit Turbine und Generator, ist in
Abbildung 11 dargestellt.
48

Abbildung 11: Anlagenschema einer MVA in Anlehnung an AVN ANLAGENSCHEMA (2008).
1: Müllbunker; 2: Rostfeuerung; 3: Kessel mit Fallrohren; 4: Gewebefilter; 5: Nasswäscher;
6: DeNOx – Anlage
4.3.2. Szenarienbeschreibung
Das Szenario „Müllverbrennung“ basiert auf der Variante 1 der Machbarkeitsstudie zur ther-
mischen Abfallverwertung in Niederösterreich (AVN NOE, 1995). Dabei werden die Abfälle
zentral mittels einer Rostofenanlage (siehe oben) behandelt. Bei der Verbrennung fallen ze-
mentverfestigte Reststoffe (0,427 Tonnen je Tonne Restabfall Input; 30% Wassergehalt; 10%
Zement beigefügt) sowie gefährliche Abfälle an. Wobei die zementverfestigten Reststoffe
(Schlacke, Asche und Rückstände aus der Abwasserreinigung) auf einer Reststoffdeponie
endgelagert werden dürfen, die gefährlichen Abfälle (Salze, Aschefilterkuchen und Filterku-
chen der Abwasserreinigung) jedoch müssen untertags deponiert werden. Die Wasseremission
entspricht der Schadstofffracht des Abwassers nach Verbrennung und Abwasserreinigung.
Im Anhang wird das Inventar dieses Szenarios, d.h. alle relevanten Inputs und Outputs der
Prozessmodule Transport, Müllverbrennung sowie Deponie betrachtet. Als Inputs (Tabelle
46) sind die in Niederösterreich im Jahr 2015 voraussichtlich anfallenden Abfallmengen so-
wie der Flächen- und Energiebedarf angeführt. Als Outputs (Tabelle 50 bis Tabelle 54) wer-
den Luft- und Wasseremissionen sowie die produzierte Energiemenge mit entsprechender
Emissionsgutschrift ausgewiesen.
49

4.4. Szenario „MBA“
4.4.1. Allgemeine Beschreibung der
Mechanisch-Biologischen Abfallbehandlung (MBA)
Seit der Deponieverordnung (BGBl. Nr. 49/2004) ist das Verfahren der MBA mit dem Ver-
fahren der thermischen Abfallbehandlung gleichberechtigt (NEUBAUER und ÖHLINGER,
2006). Ähnlich wie bei den Müllverbrennungsanlagen ist das primäre Ziel der MBA-Anlagen
die Herstellung stabilisierter Abfälle zur Deponierung (NEUBAUER und ÖHLINGER, 2006).
Dabei werden die biologischen Abbauprozesse, die ohne Behandlung in der Deponie mehr
oder weniger unkontrolliert ablaufen würden, unter definierten und kontrollierten Bedingun-
gen schon vorweg durchgeführt (AVN NOE, 1995).
Durch die mechanische Behandlung wird die heizwertreiche Fraktion (Leichtfraktion) zur
energetische Nutzung (14 von 16 Anlagen in Österreich) abgetrennt, sowie eventuell noch
vorhandene Alt- und Problemstoffe aussortiert und Metalle abgeschieden (NEUBAUER und
ÖHLINGER).
Der übrige Anteil des Abfalls wird als Schwerfraktion bezeichnet und durch die biologische
Behandlung stabilisiert. Diese biologische Behandlung kann prinzipiell unter aeroben Bedin-
gungen (Verrottung) oder anaeroben Bedingungen (Vergärung) mit anschließender aerober
Nachbehandlung erfolgen (AVN NOE, 1995). Da in Österreich in der Praxis nur das aerobe
Rotteverfahren angewandt wird (NEUBAUER und ÖHLINGER, 2006), wird im Folgenden
kurz näher darauf eingegangen.
Die im Abfall vorhandene biologisch verfügbare, organische Substanz wird unter Luftzufuhr
durch aerobe Mikroorganismen abgebaut und zu langfristig stabilen organischen Verbindun-
gen (v.a. Huminstoffen) umgewandelt (NEUBAUER und ÖHLINGER, 2006). Dies erfolgt in
zwei Stufen, der Intensivrotte und der Nachrotte.
Je nach Art der Umschließung des Rotteprozesses wird zwischen geschlossenen, umhausten,
überdachten sowie offenen Systemen unterschieden. Dabei werden in unterschiedlichen Pro-
zessschritten (Intensivrotte: geschlossenes System; Nachrotte: nicht-geschlossenens System)
unterschiedliche Systeme angewandt. Wobei eine Abgabe der Abluftströme aus der Intensiv-
rotte ins Freie ohne vorherige Reinigung nicht mehr dem Stand der Technik entspricht
(NEUBAUER und ÖHLINGER, 2006). Zur Reduktion von Abluftemissionen aus mechani-
scher Aufbereitung werden hauptsächlich Staubfilter, für jene der biologischen Behandlung
vor allem Kombinationen aus Nasswäscher und Biofilter eingesetzt (NEUBAUER und ÖH-
LINGER, 2006).
50

Der prinzipielle Verfahrensablauf der mechanisch-biologischen Abfallbehandlung ist in
Abbildung 12 dargestellt.
Abbildung 12: Verfahrensprinzip der mechanisch-biologischen Abfallbehandlung (FRITZ et al., 2005)
In Anhängigkeit von der Zusammensetzung der Restabfälle ergibt sich ungefähr folgende
Anteile von Leicht- und Schwerfraktion:
Abfallart
Leichtfraktion
[w/w]
51
Schwerfraktion
(Rotte) [w/w]
Restmüll 40% 60%
Restabfälle aus Sperrmüll 25% 75%
Restabfälle aus Gewerbemüll 55% 45%
Tabelle 3: Leicht- und Schwerfraktion von Restabfälle (AVN NOE, 1995)
Durch den weiteren Rotteprozess der Schwerfraktion kommt es zu einer Reduktion der Rotte-
fraktion von 30 bis 40% bezogen auf die Trockensubstanz bzw. von 35 bis 55% bezogen auf
die Feuchtsubstanz (AVN NOE, 1995).

4.4.2. Szenarienbeschreibung
Das Szenario „MBA“ basiert auf der Variante 4 der Machbarkeitsstudie zur thermischen Ab-
fallverwertung in Niederösterreich (AVN NOE, 1995). Bei einer dezentralen mechanisch-
biologische Behandlung der Restabfälle (7 unterschiedliche MBAs) werden die thermisch
verwertbare Leichtfraktionen und Eisen- sowie Nichteisenmetalle von der Schwerfraktion
getrennt. In der „mechanischen Aufbereitung“ werden Eisenmetalle mit Hilfe von Überband-
magnetabscheider abgetrennt (vgl. MBA-Anlage St. Pölten In STUBENVOLL et al., 2002).
Die heizwertreiche Fraktion wird an verschiedenen Stellen des Prozesses mittels manueller
Sortierung, Windsichtung und Sieben abgetrennt. Die zu deponierenden Abfälle und Anteile
der später abgetrennten Leichtfraktion werden durch die aerob-biologische Behandlung (Rot-
teprozess) stabilisiert um den Anforderungen der Deponieverordnung zu genügen.
Die Leichtfraktion wird anschließend einer zentralen thermischen Verwertung, die Altstoffe
einer Wiederverwertung zugeführt und die stabilisierten Schwerfraktionen werden auf Mas-
senabfalldeponien zur Deponieabdeckung benutzt. Die anfallenden Baustellenabfälle werden
nicht mechanisch-biologisch behandelt, sondern direkt (gemeinsam mit der Leichtfraktion)
der thermischen Verwertung zugeführt.
Im Anhang wird das Inventar dieses Szenarios, d.h. alle relevanten Inputs und Outputs der
Prozessmodule Transport, MBA, Müllverbrennung sowie Deponie betrachtet. Als Inputs
(Tabelle 46) sind die in Niederösterreich im Jahr 2015 voraussichtlich anfallenden Abfall-
mengen sowie der Flächen- und Energiebedarf angeführt. Als Outputs (Tabelle 50 bis Tabelle
54) werden soweit vorhanden Luft- und Wasseremissionen sowie die produzierte Energie-
menge mit entsprechender Emissionsgutschrift ausgewiesen.
52

5. Bewertung
5.1. Aggregierte Inventare der Szenarien
In den Punkten 4.3.2 und 4.4.2 wurden die relevanten Umweltauswirkungen der einzelnen
Szenarien anhand der jeweiligen Prozessmodule aufgegliedert. Dabei wurde zwischen Luft-
emissionen, Wasseremissionen, Ressourcenverbrauch und Flächenbedarf unterschieden. Im
folgenden werden die Umweltauswirkungen der Szenarien aggregiert dargestellt, d.h. die
Werte der einzelnen Prozessmodule werden summiert bzw. die Emissionswerte der Energie-
gutschrift wird subtrahiert.
Bei der Bewertung der Emissionsgutschriften werden Emissionen, welche durch die alternati-
ve Energiegewinnung mittels Erdgas, Erdöl, Kohle, Wasserkraft,… entstehen würden berück-
sichtigt. Dabei wird eine vollständige Verstromung der in der MVA gewonnenen Wärme an-
genommen. Wenn die Emissionsgutschrift die tatsächliche Emissionsmenge übersteigt sind
die dargestellten Daten negativ. Dies entspricht einem fiktiven Erlös. In den anderen Fällen
werden die Emissionsmengen und somit auch die resultierenden Kosten gesenkt.
Die Emissionsgutschriften wurden in erster Line der EcoInvent Datenbank entnommen (E-
COINVENT, 2008a). Diese Datenbank soll als zentrales und umfassendes Werkzeug dienen,
dass gewährleistet, dass alle Ökobilanzdaten nach denselben Qualitätsrichtlinien erfasst wer-
den. Die EcoInvent Datenbank kann als Quelle für Sachbilanz-Rohdaten, Sachbilanz-
Ergebnisse oder Bewertungsmethoden dienen (ECOINVENT, 2008B). So liefert die Daten-
bank für fast alle Staaten Westeuropas für die Erzeugung von Strom ein umfangreiches Inven-
tar an Emissionen, Ressourcen, Metallen, Chemikalien, ect. Dabei wird der unterschiedliche
Energiemix der einzelnen Staaten berücksichtigt. Für das Basisszenario der Fallstudie wurden
die Inventare für eine KWh (supply, electricity, high voltage, at grid, Österreich) verwendet.
Die Emissionsgutschriften aus der AVN-SUP (Machbarkeitsstudie zur thermischen Abfall-
verwertung in Niederösterreich) basieren auf dem gleichen Prinzip der Substitution. Jedoch
sind die Daten bereits über 10 Jahre alt und die Emissionswerte als auch der Energiemix ent-
spricht nicht dem heutigen Stand. Daher wurde in weitere Folge auf die Darstellung dieser
Werte verzichtet, jedoch wurden sie in die Sensitivitätsanalyse mit einbezogen.
53

Die benötigte Menge an Aktivkohle wurde nicht in die Berechnung mit einbezogen, da sie als
Filtermaterial in der Abluftreinigung eingesetzt wird und im Sinne fossiler Rohstoffe nicht
„verbraucht“ wird. Theoretisch kann die beladene Aktivkohle verheizt werden und müsste in
diesem anschließenden Prozess mitberücksichtigt werden.
„Müllverbrennung“
Luftemissionen
Gutschrift lt. EcoInvent
Menge
[t/Jahr]
54
Menge
[t/t Abfall]
Benzol -3,25E-01 -1,12E-06
Chlorbenzol 4,16E-05 1,43E-10
Chlorphenol 3,20E-05 1,10E-10
PCB 4,80E-06 1,65E-11
PAK -2,09E-03 -7,19E-09
Partikel -1,43E+01 -4,92E-05
HCl 1,06E+01 3,64E-05
HF 1,29E-01 4,44E-07
SO2 -1,70E+01 -5,84E-05
NOX 1,21E+02 4,16E-04
CO2 2,34E+05 8,04E-01
CO 8,24E+01 2,83E-04
VOC 7,17E+00 2,46E-05
Cd 7,99E-02 2,74E-07
Hg 7,93E-02 2,73E-07
TCDD-Äqu. 1,57E-07 5,39E-13
Verkehrslärm [Mo. t-km] 3,38E+01 1,16E-04
CH4 -8,67E+01 -2,98E-04
Wasseremissionen
Menge
[t/Jahr]
Menge
[t/t Abfall]
Cl - 1,25E+03 4,29E-03
2-
SO4
5,54E+01 1,90E-04
Ca 2+ 7,28E+02 2,50E-03
CaSO4 3,70E+01 1,27E-04
Flächenbedarf m 2 / Jahr
Grünfläche_Anlage 1.500
Grünfläche_Reststoffdeponie 3.114
Ressourcenverbrauch
Gas [Nm 3 ] 448.000
Aktivkohle [t] 464
Tabelle 4: Aggregierte Inventare Szenario „Müllverbrennung“

„MBA“
Luftemissionen
Gutschrift lt. EcoInvent
Menge
[ t/Jahr]
55
Menge
[t/t Abfall]
Benzol -2,20E-01 -7,55E-07
Chlorbenzol 1,36E-04 4,67E-10
Chlorphenol 4,40E-05 1,51E-10
PCB 1,42E-05 4,86E-11
PAK -8,01E-05 -2,75E-10
Partikel -1,03E+01 -3,54E-05
HCl -4,34E-01 -1,49E-06
HF -2,59E-01 -8,91E-07
SO2 -1,19E+01 -4,09E-05
NOX 8,14E+01 2,80E-04
CO2 2,46E+05 8,45E-01
CO 5,23E+01 1,80E-04
VOC 8,58E+00 2,95E-05
Cd 8,00E-02 2,75E-07
Hg 6,05E-02 2,08E-07
TCDD-Äqu. 1,15E-07 3,97E-13
Verkehrslärm [Mo. t-km] 1,51E+01 5,20E-05
CH4 5,21E+01 1,79E-04
H2S -1,53E+00 -5,26E-06
Wasseremissionen
Menge
[ t/Jahr]
Menge
[t/t Abfall]
Cl - 8,87E+02 3,05E-03
2-
SO4
4,19E+01 1,44E-04
Ca 2+ 5,21E+02 1,79E-03
CaSO4 2,64E+01 9,07E-05
NH3-N 2,74E+01 9,42E-05
BSB5 3,50E+00 1,20E-05
CSB 1,70E+01 5,84E-05
TOC als C 5,00E+00 1,72E-05
AOX 6,00E-03 2,06E-08
VOC 5,50E-03 1,89E-08
Pb 2,00E-04 6,87E-10
Cd 2,00E-05 6,87E-11
Hg 1,00E-06 3,44E-12
Flächenbedarf m 2 / Jahr
Grünfläche_Anlagen 3.975
Grünfläche_Reststoffdeponie 1.390
Ressourcenverbrauch
Gas [Nm 3 ] 200.137
Aktivkohle [t] 207
Tabelle 5: Aggregierte Inventare Szenario „MBA“

5.2. Kosten-Nutzen Analyse
5.2.1. Rahmenbedingungen
Das Ziel der Fallstudie, in Bezug auf die Kosten-Nutzen Analyse, ist die monetäre Bewertung
der relevanten Umweltauswirkungen verursacht durch die jährliche Abfallbehandlung in den
beider Szenarien. Der Errichtungsprozess der entsprechenden Anlagen, mit Ausnahme des
Flächenbedarfs, ist daher außerhalb des Untersuchungsrahmens und wird nicht in die Analyse
miteinbezogen. Es wird weiters angenommen, dass die pro Jahr anfallenden Emissionen kon-
stant sind und sich im Zeitverlauf nicht ändern. Daher werden alle relevanten Umweltauswir-
kungen für ein „Repräsentationsjahr“ ermittelt. Die Kosten bzw. Nutzen des Repräsentations-
jahres der beiden Szenarien dienen als Ergebnis zur Beurteilung der relativen Vorteilhaftig-
keit. Vorteil dieser Variante ist, dass der signifikante Einfluss des gewählten Diskontierungs-
faktors ausgeschaltet und der Rechenaufwand reduziert wird. Dies darf aber nicht verwechselt
werden mit der Diskontierung der Umweltauswirkung per se, die zur Ermittlung der Kosten
pro Einheit Emission herangezogen wird. Hier werden langfristige Auswirkungen der Emissi-
onen auf die z.B. Gesundheit untersucht (vgl. 2.2.5.2).
Um den einmalig anfallenden Flächenbedarf der Müllverbrennungsanlage sowie der MBA-
Anlagen in Berechnung mit einfließen zu lassen, wurde für alle Anlagen eine Nutzungsdauer
von 40 Jahren angenommen (vgl. Spittelau, Baujahr 1971) und somit ein fiktiver jährlicher
Flächenbedarf ermittelt. Dies stellt jedoch nur eine Nährung dar, da eventuelle Grundpreis-
steigerungen nicht berücksichtigt werden.
Seit nunmehr mehreren Jahrzehnten werden Studien durchgeführt um für spezifische Um-
welteinflüsse (v.a. Emissionen) monetäre Werte zu bewerten (ESHET et al., 2005). ESHET et
al. (2005) bietet einen guten Überblick über Studien zur Bewertung von Emissionen von
Müllverbrennungsanlagen sowie Mülldeponien. Die jeweiligen Schätzungen jedoch weichen
teilweise signifikant voneinander ab. Bei der Durchführung einer Kosten-Nutzen Analyse
kann zwar auf bereits vorhandenen Daten zurückgegriffen werden, diese müssen aber auf ihre
Anwendbarkeit überprüft werden. Dabei ist es wichtig zu hinterfragen welche Bewertungsme-
thode angewandt wurde. Idealerweise sollten Methoden die in Einklang mit der ökonomi-
schen Wohlfahrttheorie sind (alle nachfrageabhängigen Verfahren) als Grundlage dienen (EC,
2000). Daraus folgt, dass insbesondere Werte, die mit der Methode der Aufräum- bzw. Ver-
meidungskosten bestimmt wurden, so weit als möglich nicht verwendet werden. Die direkte
Befragung findet in der Praxis aber aus verschiedensten Gründen (z.B. Abhängigkeit der wil-
56

lingness-to-pay vom jeweiligen Vermögen; schlechtes Wissen der Befragten) selten Anwen-
dung. In Tabelle 6 sind in der Praxis weit verbreitete Bewertungsmethoden mit ihren bevor-
zugten Anwendungsgebieten aufgelistet (EC, 2000):
Luft-, Wasser- und
Bodenemissionen
Unannehmlichkeiten
Anwendungsgebiet
Gesundheitsauswirkungen
Umweltauswirkungen
Korrosionsschäden
Ernteausfälle
Geruch
Lärm
visuelle Belästigung
Tabelle 6: Bevorzugte Anwendungsgebiete diverser Bewertungsverfahren
57
Bevorzugte
Bewertungsmethode
Dosis-Wirkung Ansatz
Hedonisches Preiskonzept
Kontingenz-Beurteilung
Da die Erhebung neuer Daten mit erheblichen Kosten verbunden ist, werden für neue Studien
oftmals bereits vorhandene Daten zugrunde gelegt (ESHET et al., 2005). Drei von vier in den
Jahren 2000 bis 2005 entstandenen Studien zur ökonomischen Bewertung von Emissionen aus
MVA und Deponien (AEA, 2002; DJIKGRAAF und VOLLEBERGH, 2003; EUNOMIA,
2002) verwendeten als Grundlage Daten, die im Jahr 2000 von der Europäischen Kommission
veröffentlicht wurden (EC, 2000). Diese Studie erhebt jedoch selbst keine originären Daten,
sondern fasst bis dato bestandene Studien zusammen und bewertet deren Güte. Neuere Erhe-
bungen werden von der Europäischen Kommission im Rahmen der ExternE-Plattform
(www.externe.info) durchgeführt und basieren auf der 2005 publizierten ExternE-Methodik
(EXTERNE, 2005).
Für die Auswahl der in dieser Arbeit herangezogenen monetären Werte wurde neben dem
Erscheinungsdatum der primären Studie, auch die Bewertungsmethodik sowie die Studienre-
gion in Betracht gezogen. Die Region in der Studien durchgeführt werden ist aufgrund von
z.B. Haushaltseinkommen, Bevölkerungsdichte, ect. von entscheidender Bedeutung. Daher
sollte im Idealfall immer für eine Region erhobene Daten nur in strukturell ähnlichen Gebie-
ten angewandt werden.
Weiters müssen die unterschiedlichen Preisniveaus in den jeweiligen Jahren berücksichtigt
werden, indem die ermittelten Kosten mit der Inflation der vergangenen Jahre auf den
1.1.2008 aufgezinst werden.

Für Österreich wurden somit folgende monetären Werte für Umweltauswirkungen recher-
chiert:
Luftemission
EURO/kg
Basisjahr 2
58
EURO/kg
1.1.2008 3
Studie
PAK 3.684,000 4.199,865 ECON (1995)
Partikel 12,045 14,354 EC (1996a)
HCl 6,100 6,954 ECON (1995)
HF 2.210,000 2.519,463 ECON (1995)
SO2 4,600 4,701 METHODEX (2007)
NOX 2,600 2,657 METHODEX (2007)
CO2 0,019 0,019 METHODEX (2007)
CO 0,007 0,008 EC (1996a)
VOC 0,890 0,910 METHODEX (2007)
Cd 54,000 55,189 METHODEX (2007)
Hg 6.000,000 6.132,123 METHODEX (2007)
TCDD-Äqu. 37.000.000,000 37.814.756,234 METHODEX (2007)
Verkehrslärm
[EURO / t-km]
3,000 0,031 PIRA (2003)
CH4 0,086 0,102 EC (1996a)
H2S 200,514 204,929 PIRA (2003)
Tabelle 7: Monetäre Werte für diverse Luftemissionen.
Partikel stellen eine häufig untersuchte Emission dar, die auch weit abseits der Abfallwirt-
schaft Bedeutung hat. Die für die Berechnung zugrunde liegenden Daten (AVN NOE, 1995)
weisen lediglich eine übergeordnete Partikelemission aus, die nicht weiter in PM 2,5 oder PM
10 unterteilt ist. Fast alle neueren Studien unterscheiden die beiden Emissionen. Der herange-
zogene Zahlenwert stammt zwar aus dem Jahr 1996, jedoch sprechen zwei Gründe für diese
Wahl. Zum einen wurde damals, so wie auch in der AVN NOE (1995), die Partikel noch nicht
in PM2,5 und PM10 unterteilt und zum anderen stammen diese Referenzwerte aus einer deut-
schen Studie und sind daher für Österreich sehr repräsentativ. Die CO und die CH4-
Emissionen wurden ebenfalls aus dieser Studie entnommen, da diese Studie in Bewertungs-
methodik und Erscheinungsort den anderen Studien überlegen ist.
2
Werte von 1996 sind in ECU (European Currency Unit) angegeben.
3
Berücksichtigung des generellen Preisanstieges auf Basis des harmonisierten Verbraucherpreisindexes (HVPI)
veröffentlicht von der Statistik-Austria:
http://www.statistik.at/web_de/statistiken/preise/verbraucherpreisindex_vpi_hvpi/022837.html
(Zugriff: 01.06.2008)

Die Emissionen von HCl sowie HF sind hingegen viel seltener untersucht und auch online in
METHODEX (2007) nicht enthalten.
Wasseremission EURO/kg
Basisjahr 4
59
EURO/kg
1.1.2008 5
Studie
Pb 178 182 ECON (1995)
Cd 622 636 ECON (1995)
Hg 1.022 1.045 ECON (1995)
Tabelle 8: Monetäre Werte für einige Wasseremissionen.
Die Kosten-Nutzen Analyse im oben dargestellten Sinn beschränkt sich auf die Bewertung
von externen Effekten, bei denen es in der Regel keinen direkten Marktpreis gib. Flächen-
und Ressourcenverbrauch (fossile Rohstoffe) stellen zwar interne Kosten dar, haben aber ei-
nen umweltrelevanten Charakter und werden auch in der Ökobilanz erfasst. Aus diesem
Grund und zur besseren Vergleichbarkeit der Resultate werden diesen Inventaren Marktpreise
zugeordnet.
Flächenverbrauch
EURO/m 2
1.1.2008
Quelle
Ungewidmetes Grünland (NÖ) 3 HIERMAIER (2008)
Ressourcenverbrauch
EURO
1.1.2008
Studie
Aktivkohle [t] 2.000 SAHIN (2008)
Erdgas [KWh] 0,028 E-CONTROL (2008)
Tabelle 9: Monetäre Werte für Flächen- und Ressourcenverbrauch
Die umweltrelevanten Inventare beider Szenarien sind in Punkt 5.1 und die aktuellen monetä-
ren Literaturwerte in Tabelle 7 bis Tabelle 9 aufgelistet. Jedoch sind nicht für alle
Emissionen passende Bewertungen vorhanden. Somit konnten die Luftemissionen Benzol,
Chlorbenzol, Chlorphenol und Polyzyklische Biphenyle (PCB) nicht mitberücksichtigt wer-
den. Ebenfalls sind Bewertungsdaten von Salzeinträgen ins Wasser (z.B. Sulfat, Chlor, Kalzi-
um) und unspezifische Analysedaten wie AOX, TOC, BSB, CSB in der Literatur nicht vor-
handen.
4
Werte von 1996 sind in ECU (European Currency Unit) angegeben.
5
Berücksichtigung des generellen Preisanstieges auf Basis des harmonisierten Verbraucherpreisindexes (HVPI)
veröffentlicht von der Statistik-Austria:
http://www.statistik.at/web_de/statistiken/preise/verbraucherpreisindex_vpi_hvpi/022837.html
(Zugriff: 01.06.2008)

Unannehmlichkeiten wie Geruch und visuelle Belästigung resultierend aus der Deponierung
bereits vorbehandelten Abfalls, ist in der aktuellen Literatur nicht diskutiert. Da in allen re-
cherchierten Studien die Art der deponierten Abfälle nicht näher definiert wird, ist davon aus-
zugehen, dass es sich hierbei um unbehandelte Abfälle handelt. EXTERNE (1995) bewertet
bei einer italienischen Deponie die Unannehmlichkeiten nach dem Hedonischen Preiskonzept
mit 16 Cent pro kg deponiertem Abfall. Nach BRISSON und (1998) sind die Unannehmlich-
keiten pro Anlage (Müllverbrennung bzw. Deponie) hingegen fix. Es wird begründet dass die
Unannehmlichkeiten hauptsächlich von der bloßen Existenz der Anlage abhängen und dass
die Menge der behandelnden Abfälle keinen wesentlichen Einfluss hat. Dieser Ansatz er-
scheint schlüssig, wenn man annimmt, dass lediglich die von der Abfallbehandlung verur-
sachten Emissionen proportional zur Abfallmenge sind. Die Größe der Anlage ist natürlich für
den Techniker auch eine Funktion der Abfallmenge, jedoch für die Anrainer dürften die Un-
annehmlichkeiten wie visuelle Belästigung bzw. Geruch bis zu einem gewissen Ausmaß
mengenentkoppelt sein. Die mengenabhängigen Emissionen sind hauptsächlich Luftemissio-
nen, die oft global bzw. regional wirken und keine lokalen Unannehmlichkeiten verursachen.
Die beste monetäre Abschätzung ist laut BRISSON und PEARCE (1998) 1 Mio. € pro Jahr
und Deponie bzw. 1,5 Mio. € pro Jahr und Müllverbrennungsanlage. EC (2000) bewertet die
Unannehmlichkeiten, ähnlich wie EXTERNE (1995), mit einer Reduktion der Immobilien-
preise in Abhängigkeit von deren Entfernung zur Deponie (Hedonisches Konzept). Ab einer
Entfernung von 3,4 km ist demnach mit keiner Reduktion mehr zu rechnen, d.h. die Unan-
nehmlichkeiten sind gleich Null (EC, 2000).
Im Basisszenario der vorliegenden Fallstudie wurde aufgrund fehlender Daten für bereits vor-
behandelte Abfälle auf eine konkrete Bewertung der Unannehmlichkeiten verzichtet. Da je-
doch in beiden Szenarien jeweils eine Müllverbrennung bzw. die gleichen Deponiearten benö-
tig werden, sind die anfallenden Kosten, nach BRISSON und PEARCE (1998), identisch.
Jedoch werden alle Unannehmlichkeiten, resultierend aus den 7 MBA-Anlagen des Szenarios
„MBA“ nicht aufgewogen. Wenn angenommen wird, dass die MBA-Anlagen in gewisser
Entfernung zu bewohnten Gebieten errichtet werden, so reduzieren sich die externen Kosten
nach EC (2000). Wobei bei umschlossenen MBA-Anlagen nach dem Stand der Technik mit
geringeren Unannehmlichkeiten als bei einer Deponie für unbehandelten Abfall zu rechnen ist
und somit die „Reichweite“ der Unannehmlichkeiten wahrscheinlich unter 3,4 km liegt.
60

Aufgrund fehlender Literaturdaten zur monetären Bewertung von Schwefelwasserstoff (H2S),
wurde die H2S Emission in SO2-Äquivalente umgerechnet (PIRA, 2003: 1 H2S = 43,59 SO2
Äquivalent). Die SO2-Äqivalente wurden anschließend mit den Werten für SO2 bewertet.
Um den Erdgasverbrauch berechnen zu können wurden die, von der MVA benötigten Norm-
kubikmeter in KWh umgerechnet 6 (1 Nm 3 = 11,07 KWh).
5.2.2. Ergebnisse
5.2.2.1. Basisszenario
Im Folgenden sind die relevanten Umwelteffekte der beiden Basisszenarien (siehe
Tabelle 4 und Tabelle 5) monetär bewertet. Die Gesamtkosten aus Luftemission, Was-
seremission, Flächenbedarf und Ressourcenverbrauch belaufen sich demnach bei dem
Szenario „MVA“ auf 19,4 und bei dem Szenario „MBA“ auf 14,8 Euro pro Tonne Ab-
fall. Von diesen Werten sind die Emissionsgutschriften („MVA“: 8,2 bzw. „MBA“:
6,9 Euro pro Tonne) bereits abgezogen.
Bemerkenswert jedoch ist, dass nur sechs der 16 bewerteten Faktoren im „MVA“ Sze-
nario einen relativen Einfluss von über einem Prozent bezogen auf die Gesamtkosten
(HCl-, HF-, NOx-, CO2-, Hg-Emissionen und Erdgas). Im „MVA“ Szenario wird e-
benfalls der Großteil der Kosten durch wenige Faktoren bestimmt. Mehr als einen
Prozent der Gesamtkosten verursachen lediglich vier der 20 untersuchen Parameter
(NOx-, CO2-, Hg-Emissionen und Erdgas).
Über einer Schwellgrenze für signifikante Einflussgrößen von vier Prozent kommen
beim „MVA“ Szenario vier Luftemissionen (HF-, NOx-, CO2-, Hg) und bei dem
„MBA“ Szenario lediglich drei (NOx-, CO2-, Hg).
Mit über 97% tragen die Luftemissionen den Großteil an den Gesamtkosten beider
Szenarien (siehe Tabelle 11 und Tabelle 13). Allerdings konnte von den anfallenden
Wasseremissionen aufgrund mangelnder Literaturdaten nur der Blei-, Quecksilber-
und Cadmiumeintrag bewertet werden (siehe Tabelle 8).
6 http://www.investor.evn.at/gb/gb2004/Glossar.asp
61

„Müllverbrennung“ Monetäre Bewertung
Luftemissionen
Menge
[t/t Abfall]
Kosten / Erlös
[EURO / t Abfall]
62
% Kosten % Erlös
Benzol -1,12E-06 - - -
Chlorbenzol 1,43E-10 - - -
Chlorphenol 1,10E-10 - - -
PCB 1,65E-11 - - -
PAK -7,19E-09 -3,02E-02 0,00% 2,99%
Partikel -4,92E-05 -7,06E-01 0,00% 69,87%
HCl 3,64E-05 2,53E-01 1,28% 0,00%
HF 4,44E-07 1,12E+00 5,64% 0,00%
SO2 -5,84E-05 -2,74E-01 0,00% 27,14%
NOX 4,16E-04 1,11E+00 5,58% 0,00%
CO2 8,04E-01 1,56E+01 78,76% 0,00%
CO 2,83E-04 2,36E-03 0,01% 0,00%
VOC 2,46E-05 2,24E-02 0,11% 0,00%
Cd 2,74E-07 1,51E-02 0,08% 0,00%
Hg 2,73E-07 1,67E+00 8,43% 0,00%
TCDD-Äqu. 5,39E-13 2,04E-02 0,10% 0,00%
Verkehrslärm [Mo. t-km] 1,16E-04 3,63E-03 0,02% 0,00%
CH4 -2,98E-04 -3,05E-05 0,00% 0,00%
Σ Kosten / Erlöse
Gesamt_Luftemission 1,88E+01
Anteil Gesamtkosten 97,21%
Tabelle 10: Monetäre Bewertung des Szenarios "MVA" (1)
100,00% 100,00%
1,98E+01
EURO / t
1,01E+00
EURO / t
Die monetäre Bewertung der Luftemissionen zeigt deutlich den starken Einfluss der Emissi-
onsgutschriften. Bei allen negativen Emissionswerten übersteigt die Menge der gutgeschrie-
benen die der verursachten Emission.

Wasseremissionen
Menge
[t/t Abfall]
63
Kosten / Erlös
[EURO / t Abfall]
Anteil
Gesamtkosten
Cl - 3,05E-03 - -
2-
SO4
1,44E-04 - -
Ca 2+ 1,79E-03 - -
CaSO4 9,07E-05 - -
Gesamt_Wasseremission - -
Flächenbedarf
Menge
[m 2 /t Abfall]
Kosten / Erlös
[EURO / t Abfall]
Anteil
Gesamtkosten
Grünfläche 1,59E-02 4,76E-02 0,25%
Gesamt_Flächenbedarf 4,76E-02 0,25%
Ressourcenverbrauch
Menge
[KWh/t Abfall]
Kosten / Erlös
[EURO / t Abfall]
Anteil
Gesamtkosten
Erdgas 1,70E+01 4,93E-01 2,54%
Gesamt_Ressourcenverbrauch 4,93E-01 2,54%
Gesamtkosten Szenario „MVA“ 1,94E+01
Tabelle 11: Monetäre Bewertung des Szenarios "Müllverbrennung" (2)
Der Flächenbedarf und der Ressourcenverbrauch verursachen jeweils 0,25% bzw. 2,54% der
Gesamtkosten des „MVA“ Szenarios. Wie schon oben erwähnt können die Wasseremissionen
aufgrund fehlender Kostenabschätzungen in der Literatur nicht durchgeführt werden.

Luftemissionen
„MBA“ Monetäre Bewertung
Menge
[t/t Abfall]
64
Kosten / Erlös
[EURO / t Abfall]
% Kosten % Erlös
Benzol -7,55E-07 - -
Chlorbenzol 4,67E-10 - -
Chlorphenol 1,51E-10 - -
PCB 4,86E-11 - -
PAK -2,75E-10 -1,16E-03 0,00% 0,03%
Partikel -3,54E-05 -5,08E-01 0,00% 12,63%
HCl -1,49E-06 -3,56E-08 0,00% 0,00%
HF -8,91E-07 -2,24E+00 0,00% 55,78%
SO2 -4,09E-05 -1,92E-01 0,00% 4,78%
NOX 2,80E-04 7,43E-01 4,01% 0,00%
CO2 8,45E-01 1,64E+01 88,68% 0,00%
CO 1,80E-04 1,50E-03 0,01% 0,00%
VOC 2,95E-05 2,68E-02 0,14% 0,00%
Cd 2,75E-07 1,52E-02 0,08% 0,00%
Hg 2,08E-07 1,28E+00 6,89% 0,00%
TCDD-Äqu. 3,97E-13 1,50E-02 0,08% 0,00%
Verkehrslärm [Mo. t-km] 5,20E-05 1,62E-03 0,01% 0,00%
CH4 1,79E-04 1,83E-02 0,10% 0,00%
H2S -5,26E-06 -1,08E+00 0,00% 26,78%
Σ Kosten / Σ Erlöse
Gesamt_Luftemission 1,45E+01
Anteil Gesamtkosten 98,13%
Tabelle 12: Monetäre Bewertung des Szenarios "MBA" (1)
100% 100%
1,85E+01
EURO / t
4,02E+00
EURO / t
Die monetäre Bewertung der Luftemissionen zeigt analog dem „MVA“ Szenario den
starken Einfluss der Emissionsgutschriften. Jedoch sind aufgrund der geringeren Ener-
gieausbeute des „MBA“ Szenarios die durch die Gutschriften verursachten Erlöse ge-
ringer. Bei allen negativen Emissionswerten übersteigt die Menge der gutgeschriebe-
nen die der verursachten Emission. Anders als beim „MVA“ Szenario ist in diesem
Fall der „Gutschriftenüberhang“ nicht ausschließlich bei den Partikel und Schwefeldi-
oxid Emission, sondern zusätzlich bei den Fluor- und Schwefelwasserstoffemissionen,
von Bedeutung.

Wasseremissionen
Menge
[t/t Abfall]
65
Kosten / Erlös
[EURO / t Abfall]
Anteil
Gesamtkosten
Cl - 3,05E-03 - -
2-
SO4
1,44E-04 - -
Ca 2+ 1,79E-03 - -
CaSO4 9,07E-05 - -
NH3-N 9,42E-05 - -
BSB5 1,20E-05 - -
CSB 5,84E-05 - -
TOC als C 1,72E-05 - -
AOX 2,06E-08 - -
VOC 1,89E-08 - -
Pb 6,87E-10 1,25E-04 0,00%
Cd 6,87E-11 4,37E-05 0,00%
Hg 3,44E-12 3,59E-06 0,00%
Gesamt_Wasseremission 1,72E-04 0,00%
Flächenbedarf
Menge
[m 2 /t Abfall]
Kosten / Erlös
[EURO / t Abfall]
Anteil
Gesamtkosten
Grünfläche 1,84E-02 5,53E-02 0,37%
Gesamt_Flächenbedarf 5,53E-02 0,37%
Ressourcenverbrauch
Menge
[KWh/t Abfall]
Kosten / Erlös
[EURO / t Abfall]
Anteil
Gesamtkosten
Erdgas 7,61E+00 2,20E-01 1,49%
Gesamt_Ressourcenverbrauch 2,20E-01 1,49%
Gesamtkosten Szenario „MBA“ 1,48E+01 100%
Tabelle 13: Monetäre Bewertung des Szenarios "MBA" (2)
Analog zum „MVA“ Szenario verursachten der Flächenbedarf und der Ressourcen-
verbrauch weit geringere Kosten (0,25% bzw. 2,54%) als die Luftemissionen. Wie
schon oben erwähnt kann die Bewertung des Großteils der Wasseremissionen auf-
grund fehlender Kostenabschätzungen in der Literatur nicht durchgeführt werden. Die
drei Wasseremissionen (Pb, Cd, Hg), für die passende Daten verfügbar sind, haben je-
doch einen verschwindend geringen Anteil (jeweils kleiner als 0,00%) and den Ge-
samtkosten.

Teilt man die Kosten / Erlöse des Hauptkostenfaktors, der Luftemission auf die ein-
zelnen Prozessmodule auf, so kann deren Ursprung ermittelt werden.
„Müllverbrennung“
Luftemissionen
Kosten / Erlös (-)
[EURO / Jahr]
66
Kosten / Erlös (-)
[EURO / t Abfall]
Verbrennung 7,77E+06 2,67E+01
Transport 7,25E+04 2,49E-01
Emissionsgutschrift -2,38E+06 -8,17E+00
Gesamt 5,48E+06 1,88E+01
Tabelle 14: Monetäre Bewertung der Prozessmodule des Szenarios "MVA"
Über 99% der Kosten des Szenarios „MVA“ werden von der Müllverbrennungsanlage
direkt verursacht, die Transportkosten betragen nur ca. 1% und sind daher vernachläs-
sigbar klein. Wie schon oben angedeutet ist der Erlöse der Emissionsgutschrift be-
trächtlich und „neutralisiert“ ca. ein Drittel (29,9%) der Kosten des Prozessmoduls
Verbrennung.
„MBA“
Luftemissionen
Kosten / Erlös (-)
[EURO/Jahr]
Kosten / Erlös (-)
[EURO / t Abfall]
MBA 1,08E+06 3,72E+00
Verbrennung 5,10E+06 1,75E+01
Deponie 1,30E+06 1,73E-02
Transport 3,24E+04 1,11E-01
Emissionsgutschrift 2,00E+06 -6,88E+00
Gesamt 4,22E+06 1,45E+01
Tabelle 15: Monetäre Bewertung der Prozessmodule des Szenarios "MBA"
Bei der genaueren Betrachtung der Luftemissionen des „MBA“ Szenarios wird er-
sichtlich, dass die mechanisch-biologischen Behandlungsanlagen (17%) sowie die
Müllverbrennungsanlage (82%) die wesentlichen Faktoren der Gesamtkosten sind.
Ebenso wie beim „MVA“ Szenario werden durch den Erlös der Emissionsgutschrift
ca. ein Drittel (32,2%) der restlichen Kosten aufgewogen.
Der Vergleich der von beiden Szenarien verursachte Gesamtschaden zeigt deutlich,
dass aus Sicht der Kosten-Nutzen Analyse das „MBA“ Szenario besser zu werten ist.
Dieses weist um 31,1% geringere Kosten aus oder anders ausgedrückt ist die Abfall-
behandlung um 4,6 Euro pro Tonne günstiger als beim „MVA“ Szenario.

5.2.2.2. Sensitivitätsanalyse
Der relative Einfluss der Einzelemissionen am Gesamtschaden kann direkt aus den an-
teiligen Emissionskosten an den Reinkosten ermittelt werden (siehe Tabelle 16). Mit
Reinkosten werden die tatsächlich verursachten Schäden durch ein Szenario beurteilt,
d.h. die Emissionsgutschriften sind nicht abgezogen.
67
Einfluss der Emission
Szenario Partikel HF SO2 NOx CO2 Hg
„MVA“ 2,37% 15,88% 1,92% 5,63% 66,62% 6,25%
„MBA“ 2,10% 0,02% 1,73% 4,84% 84,63% 6,02%
Tabelle 16: Einflusses der Einzelemission am Gesamtschaden
Die sieben in Tabelle 16 dargestellten Emissionen verursachen über 98% der Kosten
aus Luftemissionen. Berücksichtigt man, dass die Luftemissionen für 97,21%
(„MVA“) und 98,13% („MBA“) der Umweltauswirkungen verantwortlich sind, so
werden über 96% des Gesamtschadens (der Gesamtkosten) von diesen sieben Emissi-
onen getragen. Dabei ist Kohlendioxid mit 66,62% („MVA“) bzw. 84,63% („MBA“)
der mit Abstand größte Posten in der Bilanz. Auffallend ist außerdem der beträchtliche
Einfluss der Flusssäureemissionen des Szenarios „MVA“ mit über 15%. Verglichen
mit dem „MBA“ Szenario (0,02%). Daraus lässt sich schließen, dass im Zuge der me-
chanisch-biologischen Abfallbehandlung Stoffe abgetrennt oder abgebaut werden
können, die, wenn sie in unbehandelter Form verbrannt werden, erhebliche Mengen an
HF-Emissionen verursachen.
Weitere wichtige Parameter, wie die Berechnung der Emissionsgutschrift, die Aus-
wahl des Kohlendioxid – Kostenfaktors und die eventuelle Mitberücksichtigung von
Unannehmlichkeiten werden in den folgenden drei Sensitivitätsszenarien genauer ana-
lysiert. Bei der Durchführung der Sensitivitätsanalyse wurde jeweils das Basisszenario
variiert. Dabei wurden bei den Emissionsgutschriften statt der Inventarliste lt. EcoIn-
vent jene der AVN-SUP verwendet (1. Sensitivitätsszenario). Weiters wurden die an-
gesetzten CO2 Kosten durch den Börsepreis vom 08.07.2008 ersetzt (2. Sensitivitäts-
szenario). Die Unannehmlichkeiten der Massenabfalldeponie-Abdeckung Schwerfrak-
tion der MBA wurde nach EXTERNE (1995) berücksichtigt (3. Sensitivitätsszenario).

„MVA“ Basisszenario 1.
Gutschrift lt.
AVN-SUP
68
Sensitivitätsszenarien
2.
CO2 - Preise lt.
Emissionshandel
Kosten [EURO/t Abfall]
3.
Unannehmlichkeiten
berücksichtigt
Luftemission 1,88E+01 1,78E+01 2,49E+01 1,88E+01
Wasseremission - - - -
Flächenbedarf 4,76E-02 4,76E-02 4,76E-02 4,76E-02
Ressourcenverbrauch 4,93E-01 4,93E-01 4,93E-01 4,93E-01
Gesamt 1,94E+01 1,83E+01 2,54E+01 1,94E+01
∆ Basisszenario -5,38% 31,29% 0,00%
∆ „MBA“ 21,17% 20,28% 0,72%
Tabelle 17: Sensitivitätsszenarien 1 bis 3 des Szenarios „Müllverbrennung“
„MBA“ Basisszenario
1.
Gutschrift lt.
AVN-SUP
Sensitivitätsszenarien
2.
CO2 - Preise lt.
Emissionshandel
Kosten [EURO/t Abfall]
3.
Unannehmlichkeiten
berücksichtigt
Luftemission 1,45E+01 1,48E+01 2,09E+01 1,89E+01
Wasseremission 1,72E-04 1,72E-04 1,72E-04 1,72E-04
Flächenbedarf 5,53E-02 5,53E-02 5,53E-02 5,53E-02
Ressourcenverbrauch 2,20E-01 2,20E-01 2,20E-01 2,20E-01
Gesamt 1,48E+01 1,51E+01 2,11E+01 1,92E+01
∆ Basisszenario 2,38% 43,12% 30,18%
Tabelle 18: Sensitivitätsszenarien 1 bis 3 des Szenarios „MBA“
Durch den Vergleich der Gesamtkosten der drei Sensitivitätsszenarien mit den Ge-
samtkosten des Basisszenarios kann Einfluss des jeweiligen Parameters abgeschätzt
werden.
So zeigt sich zum Beispiel, dass die Emissionsgutschrift der bereits über 10 Jahre alten
Machbarkeitsstudie der AVN Niederösterreich (AVN NOE, 1995) nicht allzu sehr von
den aktuellen Daten von EcoInvent abweichen (Sensitivitätsszenario 1: -5,37% bei
„MVA“ und +2,38% bei „MBA“).
Das 2. Sensitivitätsszenario zeigt, dass ein Steigerung des CO2-Preises auf 27 Euro pro
Tonne (Marktwert an der Börse vom 08.07.2008) eine proportional große Auswirkung

auf die Gesamtkosten der beiden Projekte hat (+31,29% bei „MVA“ und +43,12% bei
„MBA“).
Bei allen sieben Sensitivitätsszenarien sind die verursachten Kosten pro Tonne Abfall
der „Müllverbrennung“ größer als die der „MBA“. Der Kostenvorteil von über 20%
schrumpft allerdings im 3. Sensitivitätsszenario auf 0,72%. Damit wird unter der Be-
rücksichtigung der Unannehmlichkeiten der Kostenvorteil der „MBA“ nahezu elimi-
niert wird. Wie schon oben erläutert sind die monetären Werte dieser Deponie-
Unannehmlichkeiten wahrscheinlich zu hoch, da es sich in dieser Fallstudie um be-
handelte Abfälle (Schwerfraktion) handelt. Allerdings wurden die Unannehmlichkei-
ten der MBA-Anlagen nicht berücksichtigt und diese könnten das Ergebnis eventuell
noch zugunsten der „Müllverbrennung“ verändern.
69

5.3. Ökobilanzierung (LCA)
Die Bewertung der Umweltauswirkung beider Szenarien („Müllverbrennung“ und „MBA“)
mittels LCA und anschließender Gewichtung nach dem Prinzip des Eco-Indikators´99
(GOEDKOOP und SPRIENSMA, 2001a) umfasst folgende Schritte:
• Auswahl von Wirkungskategorien, Wirkungsindikatoren und Charakterisierungsmo-
delle
• Klassifizierung der in Punkt 5.1 aufgelisteten Inventare
• Charakterisierung der Inventare und Berechnung der Wirkungsindikatorwerte
• Übertragung der Wirkungsindikatorwerte in das System des Eco-Indikator´99
• Normierung und Ermittlung der Überkategoriewerte
• Gewichtung mittels Eco-Indikator´99
5.3.1. Auswahl von Wirkungskategorien, Wirkungsindikatoren und
Charakterisierungsmodelle
In Anlehnung an PIRA (2003a) und PIRA (2003b) wurden folgende Wirkungskategorien und
Wirkungsindikatoren ausgewählt.
Wirkungskategorie Wirkungsindikatoren
Ressourcenverbrauch KWh – Äquivalent
Klimaänderung CO2 – Äquivalent
Stratosphärischer Ozonabbau FCKW 11 - Äquivalent
Versauerung H + - Äquivalent
Humantoxizität (Kanzerogenität) Cd – Äquivalent
Eutrophierung P – Äquivalent
Ökotoxizität Cu - Äquivalent
Tabelle 19: LCA, Wirkungskategorien und Wirkungsindikatoren
70

5.3.2. Klassifizierung sowie Charakterisierung der Inventare und
Berechnung der Wirkungsindikatorwerte
Die Zuordnung (Klassifizierung) und der Beitrag (Charakterisierung) einzelner Emissionen zu
den jeweiligen Wirkungskategorien wurden von der PIRA-Studie (2003b) übernommen. E-
missionen ohne Zahlenwert haben keinen Beitrag zur entsprechenden Wirkungskategorie.
Tabelle 20: Klassifizierung und Charakterisierung des Inventars
Durch Multiplikation der Emissionswerte der Szenarien „Müllverbrennung“ sowie „MBA“
mit den jeweiligen Multiplikatoren der Wirkungskategorie werden die aggregierten Wir-
kungsindikatorwerte erhalten (siehe Tabelle 21).
Wirkungskategorie Wirkungsindikatorwerte pro Jahr
71
„Müllverbrennung“ „MBA“
Ressourcenverbrauch KWh – Äquivalent 4,96E+06 2,22E+06
Klimaänderung t CO2 – Äquivalent 2,34E+05 2,47E+05
Stratosphärischer Ozonabbau t FCKW 11 - Äquivalent 1,10E-05 2,72E-05
Versauerung t H + - Äquivalent 1,61E+00 8,85E-01
Humantoxizität (Kanzerogenität) t Cd – Äquivalent 1,05E-01 9,95E-02
Eutrophierung t P – Äquivalent 1,33E+01 1,28E+01
Ökotoxizität t Cu - Äquivalent 5,72E-01 5,62E-01
Tabelle 21: Aggregierte Wirkungsindikatorwerte

Auf den ersten Blick erscheint das Szenario „MBA“ vorteilhafter, da dieses in nur zwei Wir-
kungskategorien (Klimaänderung und stratosphärischer Ozonabbau) schlechter gereiht ist,
d.h. höhere Werte als das Szenario „Müllverbrennung aufweist. Dies ist aber nur eine qualita-
tive Aussage und kann als solches für keinerlei Entscheidungsgrundlage dienen. Es wäre du-
rchaus möglich, dass die Wirkungskategorie Klimaänderung bei dem „MBA“ Szenario ver-
glichen mit dem „MVA“ Szenario um so vieles schlechter ist, dass es die anderen Kategorien,
in denen die „MBA“ besser ist, wieder „ausgleicht“ oder gar die „MVA“ als vorteilhafter er-
scheinen lässt. Das Problem des multidimensionalen Entscheidungsraums könnte an dieser
Stelle der Analyse nur dann gelöst werden, wenn eine Variante in allen Kategorien einer
zweiten überlegen ist. Da dies in der vorliegenden Fallstudie nicht der F ist sind weitere Un-
tersuchungen notwendig.
Es wäre theoretisch möglich die Wirkungsindikatorwerte selbst im Zuge der ISO 14044 zu
normieren (siehe 2.1.6.4). Diese normierten Werte würden zwar dem besseren Verständnis
dienen, da diese relative Größenordnung dargestellt würde. Das Problem des multidimensio-
nalen Entscheidungsraumes kann damit aber nicht gelöst werden. Dies bedeutet, dass eine
eineindeutige Beantwortung der übergeordneten Frage nach der „Höhe“ des umweltrelevanten
Schadens, verursacht durch beide Szenarien, damit nicht beantwortet werden kann.
Durch die folgende Überleitung der Werte in die „Welt“ des Eco-Indikators, mit anschließen-
der Normierung und Gewichtung, wird ein einzelner single-score Wert (Eco-Indikatorwert)
generiert, der einen direkten Vergleich beider Szenarien deutlicher ermöglicht.
5.3.3. Übertragung der Wirkungsindikatorwerte in das System des
Eco-Indikator´99
Der Eco-Indikator stellt auf der einen Seite eine dimensionslose Kennzahl dar, die versucht
alle Umweltauswirkungen eines Projekts, Lebenszyklus oder Produktes abzubilden. Auf der
anderen Seite wird aber auch die Methode zur Erstellung dieses Indikatorwertes als Eco-
Indikator, im vorliegenden Fall Eco-Indikator`99, bezeichnet.
Das Prinzip des Eco-Indikators beruht darauf, dass alle Umwelteinwirkungen in drei Überka-
tegorien eingeteilt werden können. Diese sind Schädigung des Menschen, Schädigung des
Ökosystems und Schädigung fossiler Rohstoffe (GOEDKOOP und SPRIENSMA, 2001a).
Diese Überkategorien besitzen jeweils spezielle Einheiten (verlorene Lebensjahre DALY,
72

Prozent verlorener Spezies in einem bestimmten Gebiet PDFm2*yr, marginale Förderenergie
MJ) 7 und bestehen wiederum aus Unterkategorien mit dieselbe Einheit (siehe Abbildung 13).
Abbildung 13: Hierarchischer Aufbau des Eco-Indikators (GOEDKOOP und SPRIENSMA, 2001a)
Diese Unterkategorien sind zum Teil mit den Wirkungskategorien der Ökobilanz identisch,
jedoch fehlt der Kategorie „Beeinträchtigung der Atemwege“ (engl. „respiratory effects“) ein
LCA-Pendant. Daher wurde dieser Wert mit Hilfe der Daten von GOEDKOOP und
SPRIENSMA (2001b) direkt aus den einzelnen Emissionen neu berechnet.
Auch die Kategorie „Versauerung / Eutrophierung“ mussten neu berechnet werden, da die
Referenzemission der LCA (H + bzw. P – Emissionsäquivalent) nicht in dem Emissionskatalog
des Eco-Indikators´99 (GOEDKOOP und SPRIENSMA, 2001b) vorhanden ist (z.B. Versaue-
rung im EI´99 nur SO2, NOx und NH3 Emissionen berücksichtigt). Weiters ist Versauerung
und Eutrophierung im Gegensatz zur LCA in eine Kategorie zusammengefasst.
Eine vergleichende Gegenüberstellung der Wirkungskategorien der Ökobilanz mit den Unter-
kategorien des Eco-Indikators ist in Tabelle 22 zu sehen. Dabei fällt auf, dass es für nahezu
jede Kategorie ein Pendant gibt, einzig die Unterkategorie ionische Radioaktivität stellt eine
Ausnahme dar. Dies ist aber nicht weiter von belangen, da die Sachbilanz keine ionische Ra-
dioaktivität verursachende Emissionen (GOEDKOOP und SPRIENSMA, 2001b) enthält.
7 Auf die Einheiten wird nicht näher eingegangen. Interessierte sind auf GOEDKOOP und SPRIENSMA
(2001b) verwiesen.
73

Wirkungskategorie
Ökobilanz
Unterkategorie
Eco-Indikator´99
Klimaänderung Klimaänderung ja
Stratosphärischer Ozonabbau Ozonabbau ja
Humantoxizität (krebserregend) Kanzerogenität ja
Ökotoxizität Ökotoxizität ja
Versauerung - ja
Eutrophierung - ja
- Versauerung / Eutrophierung ja
Flächenverbrauch
regionale und lokale Gefährdung
von vom aussterben
bedrohte Pflanzen
Ressourcenverbrauch Marginale Förderenergie ja
- Ionische Radioaktivität nein
74
Pendant
LCA – EI´99 vorhanden?
Tabelle 22: Gegenüberstellung Wirkungskategorien der Ökobilanz und Unterkategorien des EI´99
Bei den Wirkungsindikatorwerten, die direkt in die Unterkategorien des EI´99 übersetzt wer-
den konnten, wurde die Transformation durch einfache Multiplikation der jeweiligen Tonnen-
Äquivalente mit dem Schadensfaktor durchgeführt (siehe Tabelle 23 bis Tabelle 28). Um Mo-
dellunsicherheiten der Wirkungsdauer von Emissionen entgegenzuwirken werden drei unter-
schiedliche Schadenmodelle unterschieden (GOEDKOOP und SPRIENSMA, 2001b):
Egalitarian (Langzeitperspektive): Selbst der kleinste Beweis über möglichen Schäden ist
ausreichend um diese in die Analyse zu inkludieren.
Individualist (Kurzzeitperspektive): Nur wissenschaftlich eindeutig fundamentierte Effekte
werden in der Analyse berücksichtigt.
Hierarchist (ausgeglichene Perspektive): Der wissenschaftliche Konsens ist ausschlaggebend
für die Einbeziehung in die Analyse.
Der Hierachist-Ansatz wird von (GOEDKOOP und SPRIENSMA, 2001b) als Standard be-
zeichnet und daher beziehen sich die folgenden Ausführungen ausschließlich auf diesen An-
satz.
Kanzerogenität Schadensfaktor
[DALY / kg Cd]
Wirkungsindikatorwert
[t Cd-Äquivalent / Jahr]
ja
Unterkategoriewert
[DALY /Jahr]
„MVA“ „MBA“ „MVA“ „MBA“
Hierarchist 1,35E-01 1,05E-01 9,95E-02 1,42E+01 1,34E+01
Tabelle 23: Übertragung des Wirkungsindikatorwertes „Kanzerogenität“ in das System des EI´99

Klimawandel
Schadensfaktor
[DALY / t CO2]
Wirkungsindikatorwert
[t CO2-Äquivalent / Jahr]
75
Unterkategoriewert
[DALY /Jahr]
„MVA“ „MBA“ „MVA“ „MBA“
Hierarchist 2,10E-04 2,34E+05 2,47E+05 4,92E+01 5,19E+01
Tabelle 24: Übertragung des Wirkungsindikatorwertes „Klimawandel“ in das System des EI´99
Ozonabbau
Schadensfaktor
[DALY /
kg FCKW 11]
Wirkungsindikatorwert
[t FCKW 11-Äquivalent /
Jahr]
Unterkategoriewert
[DALY /Jahr]
„MVA“ „MBA“ „MVA“ „MBA“
Hierarchist 1,05E-03 1,10E-05 2,72E-05 1,15E-05 2,85E-05
Tabelle 25: Übertragung des Wirkungsindikatorwertes „Ozonabbau“ in das System des EI´99
Ökotoxizität
Schadensfaktor
[PDF*m2*Jahr /
Wirkungsindikatorwert
[t Cu-Äquivalent / Jahr]
Unterkategoriewert
[PDF*m2*Jahr /Jahr]
kg Cu] „MVA“ „MBA“ „MVA“ „MBA“
Hierarchist 1,47E+02 5,72E-01 5,62E-01 8,41E+04 8,27E+04
Tabelle 26: Übertragung des Wirkungsindikatorwertes „Ökotoxizität“ in das System des EI´99
Gefährdung
von vom aussterben
bedrohter
Pflanzen
Schadensfaktor
[PDF*Jahr]
Wirkungsindikatorwert
[m 2 / Jahr]
Unterkategoriewert
[PDF*m2*Jahr /Jahr]
„MVA“ „MBA“ „MVA“ „MBA“
Hierarchist 1,15 4,61E+03 5,37E+03 5,31E+03 6,17E+03
Tabelle 27: Berechnung des Kategoriewerts „Schädigung fossiler Rohstoffe“ des EI´99
Schädigung
fossiler
Rohstoffe
Schadensfaktor
marginale
Förderenergie
Wirkungsindikatorwert
[MJ / Jahr]
Unterkategoriewert
[MJ /Jahr]
[MJ / MJ] „MVA“ „MBA“ „MVA“ „MBA“
Hierarchist 1,50E-01 1,79E+07 7,98E+06 2,68E+06 1,20E+06
Tabelle 28: Berechnung des Kategoriewerts „Schädigung fossiler Rohstoffe“ des EI´99
Die beiden Kategoriewerte „Beeinträchtigung der Atemwege“ sowie „Versauerung und
Eutrophierung“ wurde analog zu den in Werten aus Tabelle 23 bis Tabelle 28 ermittelt. Je-
doch wurde anstatt dem Schadensausmaß des Wirkungsindikatorwertes der der einzelnen E-
missionen bestimmt und anschließend addiert. Daraus resultieren folgende Kategoriewerte:
Beeinträchtigung der Atemwege
[DALY /Jahr]
Versauerung und Eutrophierung
[PDF*m2*Jahr /Jahr]
„MVA“ „MBA“ „MVA“ „MBA“
Hierarchist 1,64E-01 1,16E-01 6,91E+05 4,65E+05
Tabelle 29: Kategoriewerte „Beeinträchtigung der Atemwege“ und “Versauerung und Eutrophierung“
des EI´99

5.3.4. Normierung und Ermittlung der Überkategoriewerte
Durch eine Normierung werden die Unterkategoriewerte auf das jeweilige europäische Pen-
dant bezogen. Für die Kategorie Klimawandel wird dafür zum Beispiel die DALY pro Jahr
(verursacht durch CO2-Äquivalente) des jeweiligen Szenarios auf die gesamte europäische
DALY pro Jahr (aus dem gesamten europäischen CO2-Emission) bezogen (siehe Tabelle 30
bis Tabelle 32). Das Resultat ist eine dimensionslose Zahl, die auch als Anteil an der gesamt-
europäischen Emission bzw. deren Schaden gesehen werden kann. Für die beiden Unterkate-
gorien ohne LCA-Pendant wurden die einzelnen Emissionen und nicht die aggregierten Äqui-
valente normiert und anschließend addiert.
Schädigung des Menschen
76
Hierarchist
„MVA“ „MBA“
Kanzerogenität [DALY / Jahr] von Cd-Äquivalent 1,42E+01 1,34E+01
Europa [DALY / Jahr] Cd 2,63E+04
Kanzerogenität [dimensionslos] 5,41E-04 5,11E-04
Beeinträchtigung der Atemwege [DALY / Jahr] 1,64E-01 1,16E-01
Beeinträchtigung der Atemwege [dimensionslos] 9,94E-06 9,21E-06
Klimawandel [DALY / Jahr] von CO2-Äquivalent 4,92E+01 5,19E+01
Europa [DALY / Jahr] CO2
6,93E+05
Klimawandel [dimensionslos] 7,09E-05 7,49E-05
Ozonabbau [DALY / Jahr] von FCKW 11-Äquivalent 1,15E-05 2,85E-05
Europa [DALY / Jahr] FCKW 11 8,08E+03
Ozonabbau [dimensionslos] 1,43E-09 3,53E-09
Überkategoriewert [dimensionslos] 6,22E-04 5,95E-04
Tabelle 30: Berechnung des Überkategoriewerts „Schädigung des Menschen“ des EI´99

Schädigung des Ökosystems
77
Hierarchist
„MVA“ „MBA“
Ökotoxizität [PDF*m2*Jahr /Jahr] von Cu-Äquivalent 8,41E+04 8,27E+04
Europa [PDF*m2*Jahr /Jahr] Cu 2,14E+08
Ökotoxizität [dimensionslos] 3,93E-04 3,86E-04
Versauerung und Eutrophierung [PDF*m2*Jahr /Jahr] 6,91E+05 4,65E+05
Versauerung und Eutrophierung [dimensionslos] 9,38E-06 6,30E-06
Gefährdung von vom aussterben bedrohter Pflanzen
[PDF*m2*Jahr /Jahr]
5,31E+03 6,17E+03
Europa [PDF*m2*Jahr /Jahr] Grünfläche 5,71E+11
Gefährdung von vom aussterben bedrohter Pflanzen
[dimensionslos]
9,29E-09 1,08E-08
Überkategoriewert [dimensionslos] 4,03E-04 3,93E-04
Tabelle 31: Berechnung des Überkategoriewerts „Schädigung des Ökosystems“ des EI´99
Schädigung fossiler Rohstoffe
Hierarchist
„MVA“ „MBA“
Marginale Förderenergie [MJ /Jahr] von Erdgas 2,68E+06 1,20E+06
Europa [MJ /Jahr] Erdgas 1,34E+12
Marginale Förderenergie [dimensionslos] 2,00E-06 8,93E-07
Überkategoriewert [dimensionslos] 2,00E-06 8,93E-07
Tabelle 32: Berechnung des Überkategoriewerts „Schädigung fossiler Rohstoffe“ des EI´99
Die Tabelle 30 bis Tabelle 32 zeigen, dass das „MBA“ Szenario in allen drei Überkategorien
einen geringeren Wert ausweist. Somit kann das Ergebnis vorweg genommen werden, da jeg-
liche positive lineare Kombination bzw. Gewichtung dieser Werte zu keinem anderen relati-
ven Ergebnis kommen kann. Daher ist die „MBA“ Variante, in Bezug auf die verursachten
Umweltauswirkungen, der „MVA“ Variante vorzuziehen.
Um zum endgültigen Eco-Indikatorwert zu gelangen werden als letzter Schritt die drei dimen-
sionslosen Überkategoriewerte aggregiert. Nach GOEDKOOP und SPRIENSMA (2000a)
würden sich für die unterschiedlichen Typen (Egalitarian, Hierarchist, Individualist) verschie-
dene Gewichtungen ergeben (siehe Tabelle 33). Jedoch ist für diese Auswertung, wie oben
beschrieben, lediglich der Hierarchist Ansatz von Relevanz. Der Eco-Indikatorwert entspricht
schlussendlich der Summe der gewichteten Überkategoriewerte (siehe Tabelle 34).

Egalitarian Hierarchist Individualist
Schädigung des Menschen 30% 30% 55%
Schädigung des Ökosystems 50% 40% 25%
Schädigung fossiler Rohstoffe 20% 30% 20%
Tabelle 33: Gewichtungsfaktoren des EI´99
78
Hierarchist
„MVA“ „MBA“
Schädigung des Menschen (gewichtet) 1,87E-04 1,78E-04
Schädigung des Ökosystems (gewichtet) 1,61E-04 1,57E-04
Schädigung fossiler Rohstoffe (gewichtet) 6,00E-07 2,68E-07
Eco-Indikatorwert 3,48E-04 3,36E-04
Tabelle 34: Berechnung des Eco-Indikatorwerts
Das Szenario „MBA“ besitzt, wie oben bereits angedeutet, in allen drei Kategorien einen ge-
ringeren gewichteten Wert und hat somit natürlich auch einen niedrigeren Eco-Indikatorwert
(siehe Tabelle 34).
Betrachtet man die Zusammensetzung des Eco-Indikatorwerts, so fällt auf, dass dieser fast
ausschließlich aus den Überkategorien „Schädigung des Menschen“ (engl. „damage to human
health“) und „Schädigung des Ökosystems“ (engl. „damage to the ecosystem“) besteht. Die
„Schädigung fossiler Rohstoffe“ (engl. „damage to fossil ressources“) hat wenn, dann nur
einen marginalen Einfluss von etwa 0,1%.
Um die beiden wichtigsten Überkategorien genauer zu betrachtet, werden deren einzelne Be-
standteile (Unterkategorien) vor und nach der Normierung im dargestellt (siehe Abbildung 14
und Abbildung 15).

DALY / Jahr
6,0E+01
5,0E+01
4,0E+01
3,0E+01
2,0E+01
1,0E+01
0,0E+00
DALY / Jahr
1,2E+02
1,0E+02
8,0E+01
6,0E+01
4,0E+01
2,0E+01
0,0E+00
Kanzerogenität Beeinträchtigung
Atemwege
Schädigung des Menschen
MVA
vor Normierung nach Normierung
Schädigung des Menschen
MBA
Abbildung 14: Bestandteile der Überkategorie „Schädigung des Menschen“
79
Klimawandel Ozonabbau
Kanzerogenität Beeinträchtigung
Atemwege
Klimawandel Ozonabbau
vor Normierung nach Normierung
Normiert auf Europa
(dimensionslos)
6,0E-04
5,0E-04
4,0E-04
3,0E-04
2,0E-04
1,0E-04
0,0E+00
Normiert auf Europa
(dimensionslos)
6,0E-04
5,0E-04
4,0E-04
3,0E-04
2,0E-04
1,0E-04
0,0E+00

PDF*m2*Jahr
/ Jahr
8,0E+05
7,0E+05
6,0E+05
5,0E+05
4,0E+05
3,0E+05
2,0E+05
1,0E+05
0,0E+00
PDF*m2*Jahr
/ Jahr
1,2E+06
1,0E+06
8,0E+05
6,0E+05
4,0E+05
2,0E+05
0,0E+00
Schädigung des Ökosystems
MVA
Ökotoxizität Versauerung und
Eutropierung
vor Normierung nach Normierung
Schädigung des Ökosystems
MBA
Ökotoxizität Versauerung und
Eutropierung
vor Normierung nach Normierung
Abbildung 15: Bestandteile der Überkategorie „Schädigung des Ökosystems“
Wie in Abbildung 14 und Abbildung 15 deutlich ersichtlich, hat die Normierung einen we-
sentlichen Einfluss auf die Analyse. Vor der Normierung waren die beiden Kategorien „Kli-
mawandel“ und „Versauerung und Eutrophierung“ dominierend, während danach die Katego-
rien „Kanzerogenität“ und „Ökotoxizität“ für den Eco-Indikatorwert hauptverantwortlich wa-
ren. Dies bedeutet, dass durch die Abfallbehandlung relativ zur europäischen Gesamtemission
mehr kanzerogene und ökotoxische Emissionen verursacht werden. Genau umgekehrt verhält
es sich für die Kategorien „Klimawandel“ und „Versauerung und Eutrophierung“. Die beiden
Kategorien „Beeinträchtigung der Atemwege“ und „Landverbrauch“ spielen nur eine unter-
geordnete Rolle und beeinflussen den Eco-Indikatorwert nur kaum.
80
Landverbrauch
Landverbrauch
Normiert auf
Europa
(dimensionslo
s)
6E-04
5E-04
4E-04
3E-04
2E-04
1E-04
0E+00
Normiert auf
Europa
(dimensionslos)
6E-04
5E-04
4E-04
3E-04
2E-04
1E-04
0E+00

5.3.5. Sensitivitätsanalyse
Mit Hilfe der Sensitivitätsanalyse 1 soll analog zur Kosten-Nutzen Analyse der Einfluss un-
terschiedlicher Emissionsgutschriften untersucht werden. Daher wurden die Gutschriften nach
EcoInvent durch jene der AVN Machbarkeitsstudie (AVN NOE, 1995) ersetzt.
Weiters soll der Anteil der einzelnen Emissionen am „Gesamtschaden“ der beiden Varianten
„MVA“ und „MBA“ ermittelt werden. Dies erfolgt in den Sensitivitätsszenarien vier bis sie-
ben. Dabei wurde die zu untersuchende Emission aus der Inventarliste gestrichen. Die resul-
tierende Reduktion des Eco-Indikatorwertes spiegelt dann den relativen Einfluss der jeweili-
gen Emission an der gesamten Umweltauswirkung wieder. Da diese Analyse die Umweltaus-
wirkungen (Schaden) untersucht muss als Referenzszenario und gleichzeitig als Ausgangs-
szenario für die Sensitivitätsanalyse das Basisszenario ohne Emissionsgutschriften dienen.
Nummer zwei und drei (siehe KNA) wurden jedoch nicht durchgeführt, da es sich hierbei
lediglich um Variationen in den monetären Bewertungssystemen handelt, die die LCA nicht
beeinflussen.
81

„MVA“ Basisszenario
Ausgangsszenario
(Basisszenario
ohne Emissionen)
82
1. Sensitivitätsszenario
Gutschrift lt. AVN-SUP
Eco-Indikator 3,48E-04 3,59E-04 3,44E-04
∆ Basisszenario
(Einfluss Gutschrift)
- -4,30% -1,30%
∆ „MBA“ 3,73% 4,00% 2,79%
Tabelle 35: Ausgangsszenario und 1. Sensitivitätsszenario, „MVA“
„MVA“
4.
ohne HF-
Emission
Sensitivitätsszenarien
5.
ohne Hg-
Emission
6
ohne NOx-
Emission
7.
ohne CO2-
Emission
Eco-Indikator 3,59E-04 3,07E-04 3,50E-04 3,35E-04
∆ Ausgangsszenario
(Einfluss Emission)
-0,02% -14,49% -2,53% -6,83%
∆ „MBA“ 3,99% 0,47% 3,22% 4,35%
Tabelle 36: Sensitivitätsszenarien 4, 5, 6 und 7, „MVA“
„MBA“ Basisszenario
Ausgangsszenario
(Basisszenario
ohne Emissionen)
1. Sensitivitätsszenario
Gutschrift lt. AVN-SUP
Eco-Indikator 3,36E-04 3,45E-04 3,34E-04
∆ Basisszenario
(Einfluss Gutschrift)
- -3,17% -0,40%
Tabelle 37: Ausgangsszenario und 1. Sensitivitätsszenario, „MBA“
„MBA“
4.
ohne HF-
Emission
Sensitivitätsszenarien
5.
ohne Hg-
Emission
6
ohne NOx-
Emission
7.
ohne CO2-
Emission
Eco-Indikator 3,45E-04 3,06E-04 3,39E-04 3,21E-04
∆ Ausgangsszenario
(Einfluss Emission)
Tabelle 38: Sensitivitätsszenarien 4, 5, 6 und 7 des Szenarios „MBA“
-0,01% -11,48% -1,79% -7,14%
Bei allen fünf Sensitivitätsszenarien ist der Eco-Indikator der „Müllverbrennung“ größer als
der der „MBA“ (siehe Tabelle 35 bis Tabelle 38). Das Szenario „MBA“ verursacht daher in
allen Varianten geringere Umweltauswirkungen nach dem Eco-Indikator`99 und ist somit
unter allen gewählten Rahmendbedingungen als wohlfahrtstheoretisch bevorzugtes Abfallbe-
handlungskonzept anzusehen.

Wenn auch kein Sensitivitätsszenario die relative Vorteilhaftigkeit der „MBA“ umkehrt, so ist
der Vorsprung des „MBA“ Szenarios mit 0,47% bis 4,35% eher gering. Weiters decken die
vier ausgewählten Emissionen der Sensitivitätsszenarien vier bis sieben in Summe nicht ein-
mal 30% des gesamten umweltrelevanten Schadens (Anteil des Eco-Indikators) ab (siehe
Tabelle 35 und Tabelle 38). Aus diesem Grund wurden weitere Emissionen mit Hilfe von
Sensitivitätsszenarien untersucht um die entscheidenden Einflussfaktoren des Eco-Indikators
zu identifizieren (siehe Tabelle 39 und Tabelle 40).
„MVA“
83
Sensitivitätsszenarien
8: ohne toxische Schadstoffe 8 9: ohne Cd-Emission
Eco-Indikator 3,58E-04 9,08E-05
∆ Ausgangsszenario
(Einfluss Emission)
-0,23% -74,72%
∆ „MBA“ 4,25% 18,22%
Tabelle 39: Sensitivitätsszenarien 8 und 9 des Szenarios „Müllverbrennung“
„MBA“
Sensitivitätsszenarien
8: ohne Emissionentoxischer Schadstoffe 9 9: ohne Cd-Emission
Eco-Indikator 3,44E-04 7,68E-05
∆ Ausgangsszenario
(Einfluss Emission)
Tabelle 40: Sensitivitätsszenarien 8 und 9 des Szenarios „MBA“
-0,47% -77,76%
Die relative Vorteilhaftigkeit des „MBA“ Szenarios bleibt auch in den zusätzlichen Sensitivi-
tätsszenarien aufrecht. Die emittierten toxischen Schadstoffe haben jedoch nur wenig Einfluss
auf das Ergebnis (0,23% bzw. 0,47%), währenddessen die Cadmium Emissionen den Haupt-
bestandteil des Schadens, nämlich über 74%, bei beiden Szenarien verursachen (siehe Tabelle
39 und Tabelle 40).
Nach dem Prinzip des Eco-Indikators sind somit lediglich drei Emissionen (Hg, CO2, Cd) für
über 95% des umweltrelevanten Schadens verantwortlich.
8 Darunter fallen Benzol, Chlorbenzol, Chorphenol, PCB, PAK, VOC, Dioxine (TCDD-Äqu.)
9 Darunter fallen Benzol, Chlorbenzol, Chorphenol, PCB, PAK, VOC, Dioxine (TCDD-Äqu.)

6. Resümee der Fallstudie
Kapitel D: Ergebnisse
Ziel der Fallstudie war es folgende Hypothese zu überprüfen:
„Bei der Bewertung der relevanten Umweltemissionen von alternativen Projekten mittels der
Kosten-Nutzen Analyse sowie der Ökobilanzierung wird dasselbe relative Ergebnis erhalten.“
Da beide Bewertungsmethoden für das Basisszenario als auch allen Sensitivitätsszenarien die
„MBA“ Variante besser eingestuft haben als die „MVA“ Variante, hält die Hypothese und
wird beibehalten. Aus wohlfahrstheoretischer Sicht entscheiden sich beide Bewertungsverfah-
ren für das „MBA“ Projekt, bei dem die untersuchten Umweltemissionen der Bevölkerung in
Summe einen geringeren Schaden zufügen.
Bei genauerer Betrachtung der Analyseergebnisse zeigt sich aber, dass der Einfluss einzelner
Emissionen zum Teil sehr unterschiedlich bewertet wird (siehe Tabelle 41 und Tabelle 42).
Einfluss von
Emissionen [%]
84
Emission
HF Hg NOx
MVA MBA MVA MBA MVA MBA
„KNA“ 15,88% 0,02% 6,25% 6,02% 5,63% 4,84%
„LCA“ 0,02% 0,01% 14,49% 11,48% 2,53% 1,79%
Tabelle 41: Vergleich des Einflusses der Emissionen_1
Einfluss von
Emissionen [%]
Emission
CO2 toxische Schadstoffe Cd
MVA MBA MVA MBA MVA MBA
„KNA“ 66,62% 84,63% 2,91% 0,03% 0,08% 0,08%
„LCA“ 6,83% 7,14% 0,23% 0,47% 74,72% 77,76%
Tabelle 42: Vergleich des Einflusses der Emissionen_2

Da sich die Bewertung einzelner Emissionen sehr stark unterscheiden, können die Kosten-
Nutzen Analyse und die Ökobilanz mit anschließender Eco-Indikator Gewichtung nicht als
gleichwertig und substituierbar angesehen werden. Besonders auffällig ist der unterschiedli-
che Einfluss der CO2 und Cadmium Emissionen. Während bei der KNA die Kohlendioxid-
emissionen für über 66% des Schadens (Kosten) verantwortlich sind, sind es bei der LCA
lediglich 6 bis 8%. Auf der anderen Seite bewertet die LCA die Cadmium Emission als viel
schwerwiegender und macht sie für ca. 75% des Schadens verantwortlich (vgl. KNA: 0,08%).
Meiner Meinung nach liegt die Hauptursache dieses Unterschieds darin, dass im Anschluss an
die Ökobilanzmethode auf die in Europa anfallenden Emissionen bzw. den Schaden daraus
normiert wird. Dadurch wird aus dem absoluten Schaden, den ein Projekt verursacht (z.B.
DALY / Jahr) ein relativer Schaden (Anteil am europäischen Schaden). Daher wirken sich
Emissionen, die in Europa nicht so häufig auftreten überproportional auf den Eco-
Indikatorwert aus, wohingegen „gängige“ Emissionen unterrepräsentiert werden.
85

7. Vergleich: Kosten-Nutzen Analyse vs. Ökobilanz
7.1. Methodischer Vergleich
7.1.1. Ziele und bewertbare Effekte
Die Methode der Ökobilanz ist in der Norm ISO 14044 beschrieben. Demnach sind die Ziele,
inklusive die beabsichtigte Anwendung und die Gründe für die Durchführung einer Ökobi-
lanz, schriftlich festzuhalten.
Dabei werden primär potentielle Umweltauswirkungen während des gesamten Lebensweges
eines Produktes bzw. Prozesses, sozusagen von der „Wiege bis zur Bahre“, untersucht. Jedoch
liegen ökonomische und soziale Aspekte und Wirkungen in der Regel außerhalb des Untersu-
chungsrahmes der Ökobilanz (ISO 14044, 2006).
Das Verfahren der Kosten-Nutzen Analyse ist nicht normiert und somit ergeben sich keine
verbindlichen Standards. Anwender können sich an international anerkannte Empfehlungen,
wie das von der OECD herausgegebene Werk „Cost-Benefit Analysis and the Environment“
(PEARCE et al., 2006), halten. Diese Empfehlung bietet einerseits eine Hilfestellung bei der
praktischen Durchführung der Analyse und andererseits kann sie als theoretische Argumenta-
tionsgrundlage zur Durchführung per se dienen. Obwohl nach PEARCE et al. (2006) zu Be-
ginn der KNA konkrete Ziele definiert werden sollen, gibt er keinen näheren Einblick, welche
Punkte die Zielsetzung beinhalten soll. Werden, so wie in der oben dargestellten Fallstudie,
für ein und dasselbe Szenario LCA als auch KNA durchgeführt ist es deshalb nahe liegend die
LCA Zielsetzung auch für die KNA zu übertragen.
Mit Hilfe der Kosten-Nutzen Analyse können externe sowie interne Effekte von Produkten
oder Prozessen monetär bewertet werden. Dies erweitert den Blickwinkel der Ökobilanz, da
zusätzlich zu reinen Umweltauswirkungen nahezu alle Belange der Menschheit untersucht
werden können. Dies gilt insbesondere für Unannehmlichkeiten wie Geruch, Lärm und visuel-
le Belästigung.
86

Tabelle 43 zeigt eine Gegenüberstellung von Effekten, die mit der Ökobilanz bzw. der Kos-
ten-Nutzen Analyse bewertet werden können. Dabei spiegelt sich wider, dass die LCA nach
der Norm Umweltauswirkungen (Emissionen sowie Flächen- und Ressourcenverbrauch) ab-
deckt und die KNA zusätzlich Unannehmlichkeiten. Allerdings hat PIRA (2003a) bereits für
Müllverbrennungsanlagen und Deponien versucht, Unannehmlichkeiten wie Verkehrslärm in
die Ökobilanz zu integrieren.
Effekt
Ökobilanz nach
ISO 14044
87
Kosten-Nutzen Analyse
Luftemission ja begrenzt (theoretisch ja)
Wasseremission ja begrenzt (theoretisch ja)
Bodenemission ja begrenzt (theoretisch ja)
Flächenverbrauch ja ja
Ressourcenverbrauch ja ja
Unannehmlichkeiten
[z.B. visuelle Belästigung]
nein begrenzt (theoretisch ja)
Tabelle 43: Gegenüberstellung der durch LCA bzw. KNA messbaren Effekte.
Bei der Kosten-Nutzen Analyse fehlen jedoch für das Anwendungsgebiet der Abfallwirtschaft
teilweise entscheidende Literaturdaten zur Bewertung von Emissionen und Unannehmlichkei-
ten. Konkret wird darauf in den Punkten 7.1.2 „Datengrundlage“ und 7.1.3 „Datenunsicher-
heit“ näher eingegangen.
7.1.2. Datengrundlage
Aufgrund der heterogenen Zusammensetzung des Abfalls entstehen bei dessen Behandlung
viele unterschiedliche Emissionen in Luft, Wasser und Boden. In der wissenschaftlichen Lite-
ratur mangelt es an Daten zur Bewertung einer Vielzahl dieser Emissionen.
Dies trifft speziell auf die Kosten-Nutzen Analyse zu, da dieses Verfahren hauptsächlich zur
Bewertung von externen Effekten (Emissionen) in der Energieerzeugung eingesetzt und auch
von der Europäischen Union im Energiesektor gefördert wird (EXTERNE, 1995 und EX-
TERNE, 2005). Kraftwerke, die mit fossilen Brennstoffen betrieben werden (Kohle, Eröl und
Erdgas) sind in der internationalen Energiewirtschaft die dominierenden Verursacher von
Emissionen. Diese sind im Vergleich zur Müllverbrennung sehr homogen. Daher fehlen für
etliche Emissionen, die in der Abfallwirtschaft von Bedeutung sind, Literaturwerte. Beispiele

dafür im Bereich der Luftemissionen sind Benzol, Chlorbenzol, Chlorphenol sowie PCB und
im Bereich der Wasseremissionen fehlen Werte für den Salzeintrag in Gewässer (Cl - , SO4 2- ,
Ca 2+ ) und für aggregierte Belastungsindikatoren (z.B. BSB5, CSB, TOC, AOX). Obwohl mit-
tels der KNA Verkehrslärm sowie die Unannehmlichkeiten einer MVA abgeschätzt werden
können, fehlten Literaturwerte zur Abschätzung von Kosten bzw. sozialen Schäden, verur-
sacht durch Deponien von bereits behandelten (biologisch oder thermisch) Abfällen.
Ein Großteil der Daten für die Durchführung der Ökobilanz (Wirkungsindikatorwerte) wird
mittels CML Methode der Universität Leiden (Niederlanden) generiert. Verglichen mit der
KNA sind für weit mehr Emissionstypen Daten vorhanden und der Umfang ist meiner Mei-
nung nach für abfallwirtschaftliche Analysen (siehe Fallbeispiel) ausreichend. Jedoch muss
einem bei der Durchführung bewusst sein, dass jegliche Art von Unannehmlichkeiten, verur-
sacht durch das Produkt oder den Prozess, nicht Gegenstand der Analyse sind.
7.1.3. Datenunsicherheit
Die Sachbilanzdaten ergeben sich aus der Analyse bereits vorhandener Systeme (z.B. in der
Fallstudie: Bescheidwerte AVE Wels). Diese als „Referenzwerte“ angenommenen Parameter
(z.B. NOx Emission pro Tonne thermisch verwerteten Abfalls) können sich im Laufe der Zeit,
z.B. durch technischen Fortschritt, verändern. Daraus ergibt sich die Gefahr, dass diese „Refe-
renzwerte“ schon während der Durchführung einer LCA oder KNA bzw. in 5 bis 10 Jahren,
wann das Projekt realisiert ist, nicht mehr dem neuesten Stand entsprechen. Dieses Problem
der Ungenauigkeit des Inventars betrifft beide Bewertungsmethoden in gleichem Maße und ist
für den reinen methodischen Vergleich, wie er im Rahmen des Fallbeispiels durchgeführt
wurde, weniger von Bedeutung. Um diesem Problem bei realen Projekten entgegen zu wirken
kann der zukünftige technische Fortschritt prognostiziert werden. Ein möglicher Ansatz ist die
Ermittlung einer Art Lernkurve der abfallwirtschaftlichen Verbesserungen (Emissionsredukti-
on pro Abfallmenge) aus Vergangenheitsdaten. Mit der könnten die in Zukunft verursachten
Emissionen prognostiziert werden und somit wären zukünftige Verbesserungen bereits heuti-
gen Berechnungen unterstellt. Dieser Ansatz bedarf jedoch noch weiterer theoretischer und
wissenschaftlicher Untersuchung.
Da es sich bei der Ökobilanz um ein Norm handelt (ISO 14040, 2006), ist das Verfahren als
solches international akzeptiert. Dies bedeutet aber auch, dass die Ökobilanz den allgemeinen
Problemen internationaler Normen ausgesetzt ist. Normen stellten oftmals nur den kleinsten
88

gemeinsamen Nenner dar bzw. werden Neuerungen nur langsam implementiert. Die der Öko-
bilanz zugrunde liegende Daten (aus CML Methode) sind jedoch weitgehend anerkannt.
Die für die Kosten-Nutzen Analyse notwendigen monetären Daten hingegen sind sehr inho-
mogen und unterschiedliche Quellen können um mehrere 100% variieren (vgl. ESHET et al.,
2005). Aus diesem Grund ist es auch nicht möglich einen generellen „besten“ Wert für z.B.
eine bestimmte Emission festzulegen. Viel mehr müssen die unterschiedlichen Daten der Stu-
dien auf ihre Anwendbarkeit im aktuellen Problem überprüft werden. Dabei sind Faktoren wie
Art der Ermittlung des Geldwertes, Alter der Studie und vor allem auch Region, in der die
Studie durchgeführt wurde, ausschlaggebend. Ein und derselben Schaden, verursacht durch
Emissionen, wird in Europa und Afrika von Bevölkerung wahrscheinlich sehr unterschiedlich
monetär bewertet. Hier spielen makroökonomische Faktoren wie zum Beispiel Lebensstan-
dard, Haushaltseinkommen und Wechselkurs eine große Rolle.
7.1.4. Systemgrenzen, funktionelle Einheit und Sachbilanz
Um die Vergleichbarkeit beider Bewertungsverfahren zu garantieren, sind die funktionelle
Einheit, die Systemgrenzen und auch der Inventare (Inputs und Outputs der Sachbilanz) sind
für beide Bewertungsverfahren identisch.
Im Unterschied zur LCA könnten bei der Kosten-Nutzen Analyse die Systemgrenzen variab-
ler definiert werden und müssen nicht den Prozess von der „Wiege bis zur Bahre“ betrachten.
Die einzige Notwendigkeit ist, dass die Stoffe, die die Systemgrenzen passieren, monetär be-
wertbar sind. Die Definition einer funktionellen Einheit ist bei der KNA weiters keine not-
wendige Voraussetzung (PEARCE et al., 2006). Es könnten auch die Gesamtkosten (Gesamt-
nutzen) unterschiedlicher Varianten miteinander verglichen werden.
89

7.1.5. Wirkungsabschätzung
Die Abschätzung der Wirkung bzw. des Schaden von Umweltauswirkungen ist zentraler Be-
standteil sowohl in der Ökobilanz als auch der Kosten-Nutzen Analyse.
In der KNA erfolgt dies im Rahmen des Total Economic Values (TEV) (siehe 2.2.5.2), mit
dem wichtigsten Vertreter dem Dosis-Wirkung Ansatz (EC, 1996a; EC 1996b; ECON, 1995;
METHODEX, 2007). Damit kann der Emission direkt ein monetärer Schaden beigemessen
werden. Die wesentlichen Bestandteile des Dosis-Wirkung Ansatzes sind in den folgenden
Punkten nochmals zusammen gefasst:
a. Quantifizierung der zeitlichen Exposition von durch die Emission betroffener
Rezeptoren. (z.B. Felder sind vermehrt saurem Regen ausgesetzt)
b. Quantifizierung der Auswirkung auf betroffene Rezeptoren. (z.B. verringerter
Output, höhere Krebsrate)
c. Ökonomische Bewertung der Auswirkungen. (z.B. Ernteschäden von 20
Mio.€)
Die Wirkungsabschätzung ist in der Ökobilanz ein mehrstufiger Prozess bestehend aus der
Auswahl von Wirkungskategorien, der Klassifizierung und Charakterisierung von Emissionen
(genauer siehe Kapitel B 2.1.6). Die Schadensabschätzung (Quantifizierung des Schadens)
findet im Schritt „Charakterisierung“ anhand von Charakterisierungsmodellen statt. Diese
Modelle werden anhand folgenden Prinzips, bestehend aus den vier Säulen, erstellt:
a. „fate analysis“ (Analyse des Verbleibs der Emission): Anhand der Emission
wird die veränderte Konzentration bestimmt.
b. „exposure analysis“ (Expositionsanalyse): Verbindet die temporäre Konzentra-
tion mit einer Dosis.
c. „effect analysis“ (Effektanalyse): Verbindet die Dosis mit einer Vielzahl von
Effekten (z.B. Gesundheit von Mensch und Tier)
d. „damage analysis“ (Schadensanalyse): Umrechnung des verursachten Schadens
auf eine Referenzeinheit (z.B. CO2 Äquivalente)
Die Punkte a) und b) des Dosis-Wirkung Ansatzes entsprechen ziemlich genau den Punkten a)
bis c) der Charakterisierung der Emissionen der LCA. Der wesentliche Unterschied der Wir-
kungsabschätzung beider Methoden ist, dass bei der KNA der Schaden direkt in Geldwerte
ausgedrückt wird (Punkt c), wohingegen bei der LCA der Schaden als Schadensäquivalente
der entsprechenden Wirkungskategorie definiert wird.
90

7.1.6. Aussage
Die Kosten-Nutzen Analyse liefert als Endergebnis einen Geldwert. Dieser kann positiv oder
negativ sein, je nachdem ob die Kosten oder die Nutzen des untersuchten Produkts oder Pro-
zesses überwiegen. In der durchgeführten Fallstudie sind die verursachten Kosten der Emissi-
onen dominant, da sie den Nutzen aus der Emissionsgutschrift übertreffen. Die beste Variante
ist daher diejenige, die die geringsten Kosten verursacht.
Bei der Ökobilanz erhält man eine Reihe von Wirkungsindikatorwerte, einen multivariaten
Datensatz. Dadurch wird das Resultat in einem breiteren Spektrum dargestellt, da eine Aggre-
gation von Daten immer auch mit einem Informationsverlust verbunden ist. Jedoch ist eine
eindeutige Aussage bezüglich der relativen Vorteilhaftigkeit eines Szenarios nicht möglich.
Indirekt kann ein Projekt bevorzugt werden, wenn es in allen Wirkungskategorien besser ge-
reiht ist. Denn jegliche lineare Aggregation dieser Wirkungsindikatorwerte würde dieselbe
relative Vorteilhaftigkeit ermitteln.
Der oben beschriebenen multivariaten Einschränkung kann durch die Umwandlung der Wir-
kungsindikatorwerte in einen einzigen „single score“ wie z.B. dem Eco-Indikator Abhilfe
geschaffen werden. Allerdings kann dies zu Verzerrungen bei der Bewertung des Scha-
densausmaßes führen, da der absolute Schaden der jeweiligen Wirkungskategorien mit einem
Referenzwert in einen relative Schaden (Anteil am Referenzwert) umgewandelt wird (genauer
siehe Kapitel C 5.3.4 und Kapitel D 6). Bei der dafür notwendigen Umwandlung der unter-
schiedlichen Wirkungsindikatorwerte in den Eco-Indikatorwert gibt es wissenschaftliche Lü-
cken zu schließen, da es für manche LCA-Wirkungskategorien keine äquivalente EI´99-
Unterkategorie gibt (siehe Kapitel C 5.3.3).
7.2. Verwendbarkeit aus Sicht des Entscheiders
Entscheider sind meist Politiker oder Top-Manager, die über die Auswahl eines Projekts, sei
es in der Abfallbehandlung oder der Produktion, verantwortlich sind. Als Auswahlkriterium
bzw. als Grundlage für die Entscheidung für oder gegen ein Projekt, können, zumindest aus
umweltrelevanter Sicht, die beiden Bewertungsverfahren Kosten-Nutzen Analyse und Ökobi-
lanzierung dienen. Um jedoch auch tatsächlich in die Entscheidungsfindung einfließen zu
können, sollten die Bewertungsverfahren transparent dargestellt werden um dementsprechend
bei den Entscheidern Akzeptanz zu finden. In weiterer Folge sind für die Verantwortlichen
vor allem die Manipulierbarkeit und der Arbeitsaufwand als Maß für das Bewertungsverfah-
rens von großem Interesse.
91

7.2.1. Transparenz der Bewertungsverfahren
Da der Begriff Transparenz unterschiedlich aufgefasst werden kann, soll er an dieser Stelle
näher definiert werden. Es wird im Folgenden zwischen objektiver und subjektiver Transpa-
renz unterschieden, wobei unter objektive Transparenz Nachvollziehbarkeit verstanden wird,
d.h. der Ablauf des Verfahrens von der Definition der Zielsetzung bis zur Interpretation der
Ergebnisse muss logisch nachvollzogen werden können.
Vom methodischen Ablauf erscheinen die Kosten-Nutzen Analyse als auch die Ökobilanz auf
den ersten Blick als durchwegs nachvollziehbar. Ein Indiz dafür ist auch die Tatsache, dass
beide Verfahren in der Praxis angewandt werden. Bei genauerer Betrachtung fällt auf, dass
nicht alle Elemente auch (natur-)wissenschaftlich fundamentiert sind. Dies betrifft vor allem
den zentralen Bereich der Wirkungsabschätzung.
Bei der Kosten-Nutzen Analyse kann der TEV mittels Befragungen (z.B. willingness to pay)
ermittelt werden. Die Entstehung dieser Werte kann für einen Außenstehenden oftmals nicht
näher untersucht werden und somit sind diese Daten nicht eindeutig nachvollziehbar. Ein zu-
sätzliches Problem stellt die unterschiedlichen Berechnungsverfahren des TEV dar. Nicht nur
die Berechnung, sondern auch die Kriterien der Auswahl von Literaturwerten ist nicht immer
100%ig nachzuvollziehen. Die daraus resultierenden Bewertungsunterschiede können gravie-
rend sein. So wird zum Beispiel ein Kilogramm Stickoxide zwischen 0,9 EURO (EYRE,
1998) und 18,05 EURO (RABL et al., 1998) bewertet.
Für beide Methoden gilt in gleichen Maße das Problem, dass Ursachen-
Wirkungszusammenhänge diverser Emissionen noch nicht bzw. unzureichend geklärt sind
(EC, 2000). So ist man sich bewusst, dass zum Beispiel emittierte Dioxine einen Effekt auf
das Ökosystem haben, ist jedoch nicht in der Lage diesen zu messen. In solchen Situationen
stellt sich die Frage, ob der Effekt ignoriert bzw. (nicht wissenschaftlich fundamentiert) abge-
schätzt werden soll.
Durch Abwägung aller oben genannten Punkte ist meiner Meinung nach die Ökobilanz objek-
tiv transparenter als die Kosten-Nutzen Analyse.
Unter subjektiver Transparenz werden im Folgenden die Verständlichkeit und Komplexität
der einzelnen Methoden verstanden. Dies bedeutet je leichter (schneller) die theoretischen
Annahmen, die Durchführung und die Interpretation der Ergebnisse für den Anwender zu
verstehen (erlernen) sind, desto größer ist die subjektive Transparenz des Verfahrens.
Die subjektiv wahrgenommene Transparenz hängt jedoch stark von dem Vorwissen der Per-
sonen ab, d.h. ein Politiker ohne jeglichen Vorkenntnissen, ein Techniker oder Betriebswirt
92

würden diese Frage wahrscheinlich unterschiedlich beantworten. Daher kann hier nur die sub-
jektive Transparenz beider Verfahren für den Autor beschrieben werden.
Die Prinzipien der KNA basieren eher auf betriebswirtschaftlichen und die der Ökobilanz auf
(umwelt-)technischen Überlegungen. Personen mit dem jeweiligen fachspezifischen Hinter-
grundwissen können sich wahrscheinlich schneller mit der fachnahen Methode vertraut ma-
chen. Daher möchte ich bezüglich der theoretischen Annahmen kein Verfahren als subjektiv
transparenter als das andere einstufen.
Wird als Maß für die subjektive Transparenz der praktischen Durchführung der Analysen die
Anzahl an Rechenschritten zugrunde gelegt, so ist die Kosten-Nutzen Analyse vorteilhafter.
Sie ermittelt ohne einen einzigen Zwischenschritt direkter von den Effekten (Emissionen) die
davon verursachten Kosten bzw. Nutzen. Im Zuge der Ökobilanz entstehen durch die vielen
Rechenschritte enorme Datenmengen, die für einen Außenstehenden nur schwer nachvoll-
ziehbar sind. Die Durchführung der KNA ist somit mehr „straight forward“ und für Entschei-
der als auch für Anwender in gleichem Maße schneller zu erlernen. Die Recherche passender
Literaturwerte spielt an dieser Stelle keine Rolle. Darauf wird in Punkt 7.1.2 und Punkt 7.1.3
eingegangen.
Auf den ersten Blick erscheint das Ergebnis der Kosten-Nutzen Analyse schneller und einfa-
cher zu verstehen. Jede Person ist mit Geldwerten vertraut und es erscheint daher nahe lie-
gend, dass bei unterschiedlichen Verfahren, dasjenige den Vorzug erhält, welches in Summe
kostengünstiger ist (unter der Annahme, dass alle denselben expliziten Nutzen stiftet (z.B.
Behandlung von Abfall)). Wie bereits erwähnt liefert die Ökobilanz als mehrdimensionales
Ergebnis einen Zahlenwert pro Wirkungskategorie. Die Interpretation solcher Ergebnisse ist
weit komplexer, liefert aber oftmals detaillierter Einblicke in das System. Solche Einblicke
können aber auch mit der KNA erhalten werden, wenn die einzelnen monetären Werte auf
z.B. einzelne Systemkomponenten aufgegliedert werden. Auf der anderen Seite ist eine Ag-
gregation der Ökobilanzergebnisse, z.B. durch den Eco-Indikator möglich. Dies bedarf jedoch
einen zusätzlichen Rechenschritt und abermaliger Interpretation.
Aufgrund der obigen Beschreibungen hat meiner Einschätzung nach die Kosten-Nutzen Ana-
lyse eine höhere subjektive Transparenz.
93

7.2.2. Manipulierbarkeit
Unter Manipulierbarkeit der Bewertungsverfahren werden alle möglichen subjektiven Ein-
flussmöglichkeiten subsumiert. Je stärker persönliche Meinungen und Tätigkeiten die Analyse
beeinflussen, desto kritischer ist diese zu hinterfragen. Um der subjektiven Einflussnahme
entgegenzuwirken ist jede Ökobilanz einer kritischen Prüfung zu unterziehen. Dieses Pendant
ist für die Kosten-Nutzen Analyse nicht verpflichtend, aber empfehlenswert (siehe 2.2.7).
Tabelle 44 zeigt die Stäke der möglichen subjektiven Einflussnahme auf die jeweiligen
Schritte der beiden Bewertungsverfahren.
KNA LCA
Zielsetzung ~ ~
Systemgrenze + ~
Sachbilanz + +
Auswertung /
Wirkungsabschätzung
+++ +
Interpretation der Ergebnisse + ++
Tabelle 44: Manipulationsmöglichkeiten - KNA vs. LCA
Die Zielsetzung wird in der Regel von einem Dritten vorgegeben und kann daher von durch-
zuführenden Personen meist nicht beeinflusst werden.
Bei den Systemgrenzen sind die Spielräume der Ökobilanz durch die ISO Norm 14044 (2006)
begrenzt (siehe 2.1.3, Stichwort „von der Wiege zur Bahre“ bzw. nur Elementarflüsse sollten
Systemgrenzen überschreiten). Bei der Kosten-Nutzen Analyse fehlen solche Vorgaben und
daher ist die subjektive Einflussmöglichkeit hier größer.
Die oben erörterten Probleme der Datenunsicherheit der Sachbilanz aufgrund veralteter Be-
zugsgrößen sind für beide Bewertungsverfahren identisch. Die Wahl der Bezugsgrößen (z.B.
Referenzwerte (Emission pro Tonne Abfall bzw. Emissionsgutschrift) kann das Inventar und
somit die gesamte Analyse beeinflussen.
Bei der Auswertung, deren wichtigster Bestandteil die Wirkungsabschätzung ist, kann speziell
in der Kosten-Nutzen Analyse stark Einfluss genommen werden. Grund sind die starken
Streuungen der Literaturdaten (siehe auch 5.2.1). Eine sorgfältige Auswahl ist daher unum-
gänglich. Die Hauptdatenquelle für die Ökobilanz stellen Daten dar, die durch die CML-
Methodik gewonnen werden. Diese Methode wurde von der CML in Leiden entwickelt und
fand Aufnahme in die ISO 14042 (van der BERG et al., 2000). Daher finden diese Daten
mehr Anerkennung und deren Wahl muss auch weniger stark argumentiert werden.
94

Durch den eindeutigen monetären Ergebniswert der KNA ist das Ergebnis (fast) selbsterklä-
rend. Der Blickwinkel kann jedoch durch reine Kosten- oder Nutzenbetrachtung verändert
(manipuliert) werden. Für die Ökobilanz ergibt sich durch das mulivariate Ergebnis weit mehr
Interpretationsspielraum.
In Summe betrachtet ergibt sich für beide Verfahren großer individueller Gestaltungsspiel-
raum. Aus diesem Grund sollte die Auswahl aller Parameter und Annahmen begründet darge-
stellt werden.
7.2.3. Arbeitsumfang - Aufwand
Die Ökobilanz ist eine Norm mit teilweise umfangreichen Vorgaben. Aus diesem Grund wird
in der Praxis oftmals auch eine vereinfachte Ökobilanz mit geringerem Arbeitsaufwand
durchgeführt. Bei der Festlegung des Ziels und des Untersuchungsrahmens sowie der Erstel-
lung der Sachbilanz unterscheiden sich beide Methoden nicht.
Die Wirkungsabschätzung und die Auswertung der Ökobilanz sind jedoch viel umfangreicher
als die der KNA. Während die KNA nur einen Berechnungsschritt umfasst (Emissionen kön-
nen sofort monetär bewertet und addiert werden), müssen die Emissionen bei der LCA zuerst
mittels Klassifizierung Wirkungskategorien zugeordnet werden um diese anschließend mittels
Charakterisierungsmodelle zu quantifizieren. Um unterschiedliche Wirkungskategorien im
Anschluss zu einem einzelnen „single score“ zu aggregieren müssen diese normiert werden.
Beide Auswerteverfahren können aber in einem Tabellenkalkulationsprogramm implementiert
werden und in weiterer Folge schnell und ohne größeren Aufwand auf neue Projekte umge-
wandelt werden.
Aufgrund der größeren Datenunsicherheit im Zuge in Falle der KNA, ist die Auswahl passen-
der Daten (Literaturrecherche) sowie deren Begründung aufwendiger als bei der Ökobilanz
(CML). Jedoch kann auch hier bei Folgeprojekten auf bereits recherchierte Werte zurückge-
griffen werden. Es muss nur noch die neu erschienene Literatur (vom letzten Projekt weg)
überprüft werden
Somit stellt der Arbeitsaufwand kein entscheidendes Kriterium für oder gegen eine der beiden
Analysenmethoden dar.
95

7.3. Zusammenfassung
Fasst man Punkt 7.1 und Punkt 7.2 zusammen ergeben sich mehrere kritische Punkte (Tabelle
45), die bei der Auswahl, der Durchführung und der Interpretation der Ergebnisse berücksich-
tigt werden sollten. Der methodische Vergleich der Ökobilanz mit der Kosten-Nutzen Analy-
se zeigt Stärken und Schwächen beider Verfahren auf. In weiterer Folge wurde der Versuch
unternommen für jeden kritischen Punkt die relative Vorteilhaftigkeit einer Methode zu
bestimmen. An dieser Stelle muss jedoch nochmals darauf hingewiesen werden, dass es sich
hierbei um eine rein qualitative Analyse handelt. Die der Einteilung zugrunde liegenden Ge-
dankengänge sind in den jeweiligen Kapiteln beschrieben.
Kritische Punkte relativer Vorteil
bewertbare Effekte KNA
Datenunsicherheit LCA
Datengrundlage LCA
objektive Transparenz LCA
subjektive Transparenz KNA
Manipulierbarkeit ~
Arbeitsaufwand ~
Tabelle 45: Bewertung kritischer Punkte der KNA und LCA
Bei den Punkten „Manipulierbarkeit“ und „Arbeitsaufwand“ sind meiner Meinung nach beide
Methoden identisch, d.h. beide besitzen ein ähnliches Potential an persönlicher Einflussnahme
und sind mit einem ähnlichen Arbeitsaufwand verbunden. Die Ökobilanz stützt sich auf ein
sichereres und umfangreicheres Datengerüst, jedoch sind mit der Kosten-Nutzen Analyse
mehr Effekte quantifizierbar. Weiters ist bei der subjektiven Transparenz die KNA und bei
der objektiven Transparenz die LCA zu favorisieren.
Meiner Meinung nach kann keiner der beiden Methoden der absolute Vorzug gegeben wer-
den. Für Anwender und Entscheider sind sie gleichermaßen verwendbar. Es ist jedoch unum-
gänglich sich vorweg mit der jeweiligen Methode vertraut zu machen und sich deren Annah-
men, Vorteile und Nachteile bewusst zu sein.
96

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101

Anhang
8. Inventar des Szenarios „Müllverbrennung“
8.1. Inventar Prozessmodul „MVA“
Müllverbrennung Input Abfall
Zusammensetzung Menge [t/Jahr] Unterer Heizwert [kJ/kg]
Restmüll 150000 8000
Restabfälle Sperrmüll 26000 12500
Restabfälle Gewerbemüll 70000 12500
Klärschlamm (35% TM) 20000 1500
Baustellenabfälle 25000 12500
Summe / Durchschnitt 291000 9500
Tabelle 46: Prozessmodul MVA – Abfallmengen, Szenario „MVA“ (AVN NOE, 1995)
Müllverbrennung Input Fossile Ressourcen
Art Menge [t/Jahr] Menge [t/t Abfall]
Erdgas [m 3 ] 4,48E+05 1,54E+00
Aktivkohle [t] 4,64E+02 1,59E-03
Tabelle 47: Prozessmodul MVA – Fossile Ressourcen, Szenario „MVA“ (AVN NOE, 1995)
Müllverbrennung Input Flächenbedarf
der Anlage
102
Flächenbedarf
pro Jahr
Flächenbedarf
pro t Abfall
Grünfläche [m 2 ] 60.000 1.500 5,15E-03
Tabelle 48: Prozessmodul MVA – Flächenbedarf, Szenario „MVA“ (AVN NOE, 1995)
Um den einmalig anfallenden Flächenbedarf der Anlagen auf die funktionelle Einheit (Tonne-
Abfall) beziehen zu können wurde eine Nutzungsdauer von 40 Jahren angenommen (Bezugs-
wert MVA Spittelau mit dem Baujahr 1971).
Müllverbrennung Output Stoffstrom (feste Rückstände)
Zusammensetzung Menge [t/Jahr] Menge [m 3 /Jahr]
Zementverfestigte Reststoffe
(incl. Zement)
124.300 62.274
Gefährliche Abfälle 276,6 138,2
Metalle 7.500
Tabelle 49: Prozessmodul MVA – Output Stoffstrom, Szenario „MVA“ (AVN NOE, 1995)

Müllverbrennung Output Luftemission
Schadstoff Menge[ t/Jahr] Menge [t/t Abfall]
Benzol 1,60E-03 5,50E-09
Chlorbenzol 4,16E-05 1,43E-10
Chlorphenol 3,20E-05 1,10E-10
PCB 4,80E-06 1,65E-11
PAK 1,60E-04 5,50E-10
Partikel 1,28E+01 4,40E-05
HCl 1,12E+01 3,85E-05
HF 4,95E-01 1,70E-06
SO2 3,20E+01 1,10E-04
NOx 1,60E+02 5,50E-04
CO2 2,67E+05 9,16E-01
CO 8,00E+01 2,75E-04
VOC 1,28E+01 4,40E-05
Cd 8,00E-02 2,75E-07
Hg 8,00E-02 2,75E-07
TCDD-Äqu. 1,60E-07 5,50E-13
Tabelle 50: Prozessmodul MVA – Luftemission, Szenario „MVA“ (AVN NOE, 1995)
Müllverbrennung Output Wasseremission
Schadstoff Menge [t/Jahr] Menge [t/t Abfall]
Cl - 1,25E+03 4,29E-03
2-
SO4
5,54E+01 1,90E-04
Ca 2+ 7,28E+02 2,50E-03
CaSO4 3,70E+01 1,27E-04
Tabelle 51: Prozessmodul MVA – Wasseremission, Szenario „MVA“ (AVN NOE, 1995)
103

Müllverbrennung Output Energie
104
[MWh/Jahr] 126.706
Gutschrift lt. AVN-SUP (1995)
Schadstoff mg/kWh t/Jahr
Partikel 1,28E+02 1,62E+01
SO2 2,31E+03 2,93E+02
NOx 9,00E+00 1,14E+00
CO 1,13E+03 1,43E+02
KW 3,21E+02 4,06E+01
Gutschrift lt. EcoInvent
Schadstoff mg/kWh t/Jahr
Benzol 2,58E+00 3,27E-01
PAK 1,78E-02 2,25E-03
Partikel 2,15E+02 2,73E+01
HCl 4,82E+00 6,11E-01
HF 2,89E+00 3,66E-01
SO2 3,87E+02 4,90E+01
NOx 3,56E+02 4,50E+01
CO2 2,77E+05 3,51E+04
CO 1,15E+02 1,46E+01
VOC 5,79E+01 7,33E+00
Cd 1,18E-03 1,50E-04
Hg 5,50E-03 6,97E-04
TCDD-Äqu. 2,45E-08 3,10E-09
CH4 6,84E+02 8,67E+01
Tabelle 52: Prozessmodul MVA – Emissionsgutschrift, Szenario „MVA“
Aufgrund der anfallenden thermischen Energie bei der Verbrennung kann laut AVN NOE
(1995) 126.706 MWh elektrische Energie gewonnen werden. Dadurch werden Emissionen,
die sonst bei konventioneller Energieerzeugung entstehen würden substituiert und können
somit gutgeschrieben werden. Da die Emissionswerte (mg/kWh) aus der Niederösterreichi-
schen Machbarkeitsstudie schon über 10 Jahre alt sind wurden aktuellere Werte der Daten-
bank von EcoInvent entnommen (ECOINVENT, 2008).

8.2. Inventar Prozessmodul „Transport“
Transport Output Luftemission
Schadstoff Menge [t/Jahr] Menge [t/t Abfall]
Partikel 1,69E-01 5,81E-07
NOx 6,09E+00 2,09E-05
CO 1,69E+01 5,81E-05
VOC 1,69E+00 5,81E-06
CO2 2,63E+03 9,05E-3
Tabelle 53: Prozessmodul Transport – Luftemission, Szenario „MVA“ (AVN NOE, 1995)
Die Schadstoffmengen sind mit Hilfe der Grenzwerte der EURO-Norm 5 für Lastkraftwagen
mit Dieselmotor und 33,84 Mio. t-km, nach AVN NOE (1995), berechnet.
8.3. Inventar Prozessmodul „Deponie“
Deponie
Reststoffdeponie
(zementverfestigte Reststoffe)
Untertagsdeponie
(gefährliche Abfälle)
Output
[m 3 /Jahr]
62.274
138,2
105
Flächenbedarf
[m 2 /Jahr]
3.113,7
(Deponiehöhe 20 m)
Tabelle 54: Prozessmodul Deponie – Flächenbedarf, Szenario „MVA“ (AVN NOE, 1995)
Es wird angenommen, dass lediglich Outputs die Reststoffdeponien zugeführt werden neue
Grünflächen verbrauchen. Für Untertagsdeponien werden häufig stillgelegte Bergwerksstollen
verwendet, somit wird durch Untertagsdeponien kein neues Grünland „verbraucht“ und es
muss diesbezüglich kein Flächenbedarf berücksichtigt werden.

9. Inventar des Szenarios „MBA“
9.1. Inventar Prozessmodul „MBA“
MBA Input
Zusammensetzung Menge [t/Jahr]
Restmüll 150.000
Restabfälle Sperrmüll 26.000
Restabfälle Gewerbemüll 70.000
Klärschlamm (35% TM) 20.000
Summe 266.000
Tabelle 55: Prozessmodul MBA – Abfallmengen, Szenario „MBA“ (AVN NOE, 1995)
Dem Prozessmodul „MBA“ werden 266.000 Tonnen Abfall zugeführt. Die Baustellenabfälle
(siehe Abbildung 10 Systemgrenzen) werden ohne Vorbehandlung direkt in das Prozessmodul
„MVA“ eingebracht. Daraus ergibt sich die gleiche Gesamtmenge an zu behandelnden Abfäl-
len wie beim Szenario „MVA“ von 291.000 Tonnen.
MBA Input
Flächenbedarf
der Anlagen
106
Flächenbedarf
pro Jahr
Flächenbedarf
pro t Abfall
für 7 Anlagen 119.000 m 2 2.975 m 2 1,02E-02 m 2
Tabelle 56: Prozessmodul MBA – Flächenbedarf, Szenario „MBA“ (AVN NOE, 1995)
Um den einmalig anfallenden Flächenbedarf der Anlagen auf die funktionelle Einheit (Tonne-
Abfall) beziehen zu können wurde eine Nutzungsdauer von 40 Jahren angenommen (Bezugs-
wert MVA Spittelau mit dem Baujahr 1971).
MBA Output Stoffstrom
Zusammensetzung Menge [t/Jahr] Menge [kg/t Abfall]
Leichtfraktion 105.000 395
Metalle (ca. 5% vom Restmüll) 7.500 28
deponierbare Fraktion 81.000 305
(Rotteverlust) 72.500 273
Summe 266.000 1000
Tabelle 57: Prozessmodul MBA – Stoffstrom, Szenario “MBA” (AVN NOE, 1995)

MBA Output Luftemission
Schadstoff Menge [t/Jahr] Menge [t/t Abfall]
Benzol 1,10E-02 3,78E-08
Chlorbenzol 1,00E-04 3,44E-10
Chlorphenol 2,00E-05 6,87E-11
PCB 1,00E-05 3,44E-11
PAK 1,40E-03 4,81E-09
VOC 2,00E+00 6,87E-06
Cd 1,00E-02 3,44E-08
Hg 1,00E-03 3,44E-09
TCDD-Äqu. 3,30E+00 1,13E-14
CO2 5,50E+04 1,89E-01
Tabelle 58: Prozessmodul MBA – Luftemission, Szenario “MBA” (AVN NOE, 1995)
9.2. Inventar Prozessmodul „Müllverbrennung“
Müllverbrennung Input Stoffstrom
Zusammensetzung Menge [t/Jahr] Unterer Heizwert [kJ/kg]
Leichtfraktion 105.000 16.000
Baustellenabfälle 25.000 12.500
Summe / Durchschnitt 130.000 15.100
Tabelle 59: Prozessmodul MVA – Input Stoffstrom, Szenario „MBA“ (AVN NOE, 1995)
Müllverbrennung Input
Flächenbedarf
der Anlage
107
Flächenbedarf
pro Jahr
Flächenbedarf
pro t Abfall
40.000 m 2 1.000 m 2 3,44E-03 m 2
Tabelle 60: Prozessmodul MVA – Flächenbedarf, Szenario „MBA“ (AVN NOE, 1995)
Um den einmalig anfallenden Flächenbedarf der Anlagen auf die funktionelle Einheit (Tonne-
Abfall) beziehen zu können wurde eine Nutzungsdauer von 40 Jahren angenommen (Bezugs-
wert MVA Spittelau mit dem Baujahr 1971).

Müllverbrennung Output
108
Stoffstrom
(Feste Rückstände)
Zusammensetzung Menge [t/Jahr] Menge [m 3 /Jahr]
Zementverfestigte Reststoffe
(v.a. Schlacke, Asche, Rückstände
aus Abwasserbehandlung)
Gefährliche Abfälle
(Filterkuchen Asche und Abwasser)
55.500 27.800
123,5 61,7
Tabelle 61: Prozessmodul MVA – Output Stoffstrom, Szenario „MBA“ (AVN NOE, 1995)
Müllverbrennung Output Luftemission
Schadstoff Menge [t/Jahr] Menge [t/t Abfall]
Benzol 1,20E-03 4,13E-09
Chlorbenzol 3,10E-05 1,07E-10
Chlorphenol 2,40E-05 8,25E-11
PCB 4,00E-06 1,37E-11
PAK 1,20E-04 4,12E-10
Partikel 9,00E+00 3,09E-05
SO2 2,29E+01 7,86E-05
NOx 1,11E+02 3,80E-04
CO 5,51E+01 1,89E-04
VOC 1,10E+01 3,79E-05
Cd 7,00E-02 2,41E-07
Hg 6,00E-02 2,06E-07
TCDD-Äqu. 1,14E-07 3,93E-13
CO2 2,32E+05 7,96E-01
CH4 1,07E+02 3,66E-04
Tabelle 62: Prozessmodul MVA – Luftemission, Szenario „MBA“ (AVN NOE, 1995)
Müllverbrennung Output Wasseremission
Schadstoff Menge [t/Jahr] Menge [t/t Abfall]
Cl - 8,80E+02 3,02E-03
2-
SO4
3,96E+01 1,36E-04
Ca 2+ 5,20E+02 1,79E-03
CaSO4 2,64E+01 9,07E-05
Tabelle 63: Prozessmodul MVA – Wasseremission, Szenario „MBA“ (AVN NOE, 1995)

Müllverbrennung Output Energie
[MWh/Jahr] 89.971
109
Gutschrift lt. AVN-SUP
Schadstoff mg/kWh t/Jahr
Partikel 1,28E+02 1,15E+01
SO2 2,31E+03 2,08E+02
VOC 9,00E+00 8,10E-01
NOx 1,13E+03 1,02E+02
CO 3,21E+02 2,89E+01
Gutschrift lt. EcoInvent
Schadstoff mg/kWh t/Jahr
Benzol 2,58E+00 2,32E-01
PAK 1,78E-02 1,60E-03
Partikel 2,15E+02 1,94E+01
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SO2 3,87E+02 3,48E+01
NOx 3,56E+02 3,20E+01
CO2 2,77E+05 2,49E+04
CO 1,15E+02 1,04E+01
VOC 5,79E+01 5,21E+00
Cd 1,18E-03 1,06E-04
Hg 5,50E-03 4,95E-04
TCDD-Äqu. 2,45E-08 2,20E-09
CH4 6,84E+02 6,15E+01
H2S 1,53E+00 1,38E-01
Tabelle 64: Prozessmodul MVA – Emissionsgutschrift, Szenario „MBA“ (AVN NOE, 1995)
Aufgrund der anfallenden thermischen Energie bei der Verbrennung kann laut AVN NOE
(1995) 89,971 MWh elektrische Energie gewonnen werden. Dadurch werden Emissionen, die
sonst bei konventioneller Energieerzeugung entstehen würden substituiert und können somit
gutgeschrieben werden. Da die Emissionswerte (mg/kWh) aus der Niederösterreichischen
Machbarkeitsstudie schon über 10 Jahre alt sind wurden aktuellere Werte der Datenbank von
EcoInvent entnommen (ECOINVENT, 2008).

9.3. Inventar Prozessmodul „Deponie“
Input Müllverbrennung Stoffstrom
Zusammensetzung t/Jahr m 3 /Jahr
gefährliche Abfälle aus MVA 123,5 61,7
zementverfestigte Reststoffe aus MVA 55.500 28.000
deponierbare Fraktion aus MBA 81.000 79.946
Tabelle 65: Prozessmodul Deponie – Input, Szenario „MBA“ (AVN NOE, 1995)
Output
Deponie
der Rotte
110
Luftemission
Schadstoff Menge [t/Jahr] Menge [t/t Abfall]
Benzol 5,00E-05 5,00E-05
Chlorbenzol 5,00E-06 5,00E-06
PCB 1,50E-07 1,50E-07
Partikel 1,10E-03 3,78E-09
HCl 1,00E-04 3,43E-10
HF 4,00E-04 1,37E-09
SO2 1,80E-02 6,18E-08
H2S 5,00E-03 1,71E-08
NOx 4,00E-02 1,37E-07
CO 4,00E-03 1,37E-08
CO2 1,04E+02 3,57E-04
VOC 2,20E-03 7,56E-09
Cd 8,00E-05 2,74E-10
Hg 8,00E-06 2,74E-11
TCDD-Äqu 2,00E-22 6,87E-19
CH4 7,10E+00 2,44E-05
Tabelle 66: Prozessmodul Deponie – Luftemission, Szenario „MBA“ (AVN NOE, 1995)

Output
Deponie
der Rotte
111
Wasseremission
Sickerwasser
Schadstoff / Parameter Menge [t/Jahr] Menge [t/t Abfall]
BSB5 3,50E+00 1,20E-05
CSB 1,70E+01 5,84E-05
TOC als C 5,00E+00 1,72E-05
Cl - 6,50E+00 2,23E-05
2-
SO4
2,30E+00 7,90E-06
Ca 2+ 1,40E+00 4,81E-06
NH3-N 1,00E+00 3,44E-06
AOX 6,00E-03 2,06E-08
VOC 5,50E-03 1,89E-08
Pb 2,00E-04 6,87E-10
Cd 2,00E-05 6,87E-11
Hg 1,00E-06 3,44E-12
Tabelle 67: Prozessmodul Deponie – Wasseremissionen, Szenario „MBA“ (AVN NOE, 1995)
Output
Massenabfalldeponie-Abdeckung
(Schwerfraktion der MBA)
Reststoffdeponie
(zementverfestigte Reststoffe der MVA)
Untertagsdeponie
(gefährliche Abfälle aus MVA)
Deponie
[m 3 /Jahr]
79.946
27.800
61,7
Flächenbedarf
[m 2 /Jahr]
1.390
(Deponiehöhe 20m)
Tabelle 68: Prozessmodul Deponie – Flächenbedarf, Szenario "MBA" (AVN NOE, 1995)
Es wird angenommen, dass lediglich Outputs die Reststoffdeponien zugeführt werden neue
Grünflächen verbrauchen. Für Untertagsdeponien werden häufig stillgelegte Bergwerksstollen
verwendet und Massenabfalldeponie-Abdeckungen können bereits existierende Deponiekör-
per aufgebracht können. Somit wird durch Untertagsdeponien und Massenabfalldeponie-
Abdeckungen kein neues Grünland „verbraucht“ und es muss diesbezüglich kein Flächenbe-
darf berücksichtigt werden.

9.4. Inventar Prozessmodul „Transport“
Transport Output Luftemission
Schadstoff Menge [t/Jahr] Menge [t/t Abfall]
Partikel 7,56E-02 2,60E-07
NOx 2,72E+00 9,35E-06
CO 7,56E+00 2,60E-05
VOC 7,56E-01 2,60E-06
CO2 1,18E+03 4,04E-03
Tabelle 69: Prozessmodul Transport – Luftemission, Szenario „MBA“ (AVN NOE, 1995)
Die Schadstoffmengen sind mit Hilfe der Grenzwerte der EURO-Norm 5 für Lastkraftwagen
mit Dieselmotor und 15,12 Mio. t-km, nach AVN NOE (1995), berechnet. Durch das dezen-
trale Konzept des „MBA“ Szenarios (7 unterschiedliche MBA Anlagen) kann mehr als die
Hälfte der Tonnenkilometer und in weiterer Folge auch der daraus resultierenden Emissionen
verglichen mit den „MVA“ Szenario (33,84 Mio. t-km), eingespart werden.
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