0 8 - Zalf

Die vorliegende Arbeit wurde am 26.08.2004 von der Agrar- und
Ernährungswissenschaftlichen Fakultät der Christian-Albrechts-Universität zu Kiel als
Dissertation zur Erlangung des Doktorgrades der Agrarwirtschaften angenommen.
Tag der mündlichen Prüfung: 04.11.2004
1. Berichterstatter: Prof. Dr.. Hartmut Roweck (Ökologie-Zentrum der CAU Kiel)
2. Berichterstatter: Prof. Dr. Klaus Müller (Leibniz-Zentrum für Agrarlandschafts- und
Landnutzungsforschung e.V., Müncheberg)
3. Berichterstatter: Prof. Dr. R. Marggraf (Universität Göttingen)
Gedruckt mit Genehmigung der Agrar- und Ernährungswissenschaftlichen Fakultät der
Christian-Albrechts-Universität zu Kiel.
ISSN 0515 – 6866
ISBN 3 – 86037 – 238-6
2004
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Aus dem Institut für Wasserwirtschaft und Landschaftsökologie
der Christian-Albrechts-Universität zu Kiel
Ergebnis- und maßnahmenorientierte Honorierung ökologischer Leistungen der
Landwirtschaft – Eine interdisziplinäre Analyse eines
agrarumweltökonomischen Instrumentes
Dissertation zur Erlangung
des Doktorgrades
der Agrar- und Ernährungswissenschaftlichen Fakultät
der Christian-Albrechts-Universität zu Kiel
vorgelegt von
Bettina Matzdorf
aus Schwedt/Oder
Kiel, 26. August 2004

Danksagung
Ich möchte an dieser Stelle all jenen danken, die mich in der Zeit dieser Arbeit fachlich und
privat unterstützt haben und damit wesentlichen Anteil am Gelingen haben.
Namentlich, an erster Stelle, meinem Doktorvater, Prof. Roweck, der mir diese Arbeit als
Stipendiatin des Graduiertenkollegs ‚Integrative Umweltbewertung’ ermöglicht hat und mir
durch seinen kritischen Blick auf alles Vereinfachende wesentliche Anregungen für diese
Arbeit gegeben hat. Ich möchte ihm auch dafür danken, dass er das Interesse an dieser Arbeit
nicht verloren hat, obwohl mit ihr weit weniger die ökologische Perspektive des Themas
aufgegriffen wird als ursprünglich geplant.
Prof. v. Alvensleben möchte ich für die fachlichen Anregungen in der ersten Phase dieser
Arbeit danken. Das gleiche gilt für Prof. Fränzle, der mit seinem Disziplinen übergreifendem
Wissen und Interesse der ‚Vater’ des Graduiertenkollegs war.
Nicht zuletzt gilt mein Dank allen StipendiatInnen des Graduiertenkollegs für den
konstruktiven Austausch und die gegenseitige Befruchtung der Themen, hierbei insbesondere
Barbara Semleit und Simone Graf, die sich mit mir gemeinsam das Feld der Honorierung
ökologischer Leistungen erschlossen haben.
Wesentlichen Anteil an der Fertigstellung der Arbeit nach längerer Unterbrechung hat mein
zweiter Betreuer, Prof. Müller. Ihm möchte ich besonders danken - für die fachliche aber auch
menschliche Unterstützung. Insbesondere dafür mein Dank, dass er es mir ermöglicht hat,
unter optimalen Rahmenbedingungen diese Arbeit zu beenden und kurzfristig die fachliche
Betreuung der Arbeit übernommen hat. Der Blick des Volkswirtes auf die Arbeit war am
Ende noch einmal sehr hilfreich.
Ohne meine Kollegen am ZALF hätte ich diese Arbeit wohl kaum zum jetzigen Zeitpunkt
fertig stellen können. Dafür an alle meinen Dank, insbesondere an Angelika, Kerstin und
Gerlinde für die große Unterstützung. Christian Kersebaum möchte ich für die großzügige
Erlaubnis zur Nutzung von Daten danken, Jörg Steidl und Joachim Kiesel für die fachliche
Hilfestellung.
Ebenfalls möchte ich den Mitarbeitern des LUA danken, die mir freundlicherweise Einblicke
in den aktuellen Diskussionsstand der Arbeiten in den Bereichen Natura 2000-Gebiete,
Wasserrahmenrichtlinie sowie Erfolgskontrolle des Vertragnaturschutzes gaben.
Meiner Familie möchte ich für ihr Interesse und die jahrelange bedingungslose Unterstützung
danken, insbesondere meiner Mutter, Christel Matzdorf. Ebenfalls für ihre Unterstützung auf
den verschiedenen ‚Felder’ möchte ich meiner Freundin Vera danken.
Jean danke ich für den stets optimistischen und humorvollen Blick auf alle Dinge und die
viele Geduld.

I
1 EINLEITUNG______________________________________________________________ 1
2 PROBLEMSTELLUNG, AUFBAU UND METHODIK___________________________________ 3
3 ÖKONOMISCHE INSTRUMENTE IM SYSTEM DER UMWELTPOLITISCHEN INSTRUMENTE_____ 8
3.1 Ökonomische Instrumente _______________________________________________ 8
3.1.1 Steuerung durch rationale Entscheidungen ________________________________ 8
3.1.2 Pigou-Instrumente __________________________________________________ 11
3.1.3 Baumol-Instrumente_________________________________________________ 14
3.2 Anwendung des Verursacherprinzips bei ökonomischen Instrumenten _________ 16
4 HONORIERUNG ÖKOLOGISCHER LEISTUNGEN DER LANDWIRTSCHAFT ________________ 21
4.1 Charakterisierung des Instrumentes ______________________________________ 21
4.2 Ergebnis- und maßnahmenorientierte Honorierung ökologischer Leistungen____ 30
4.2.1 Unterscheidung der ergebnis- und maßnahmenorientierten Honorierung ________ 32
4.2.2 Potentieller Effektivitäts- und Effizienzvorteil der ergebnisorientierten
Honorierung _______________________________________________________ 34
4.2.2.1 Ökologische Effektivität___________________________________________ 35
4.2.2.2 Effizienz _______________________________________________________ 36
4.2.2.3 Schlussfolgerungen_______________________________________________ 41
4.2.3 Aktuelle Ansätze einer ergebnisorientierten Honorierung____________________ 42
4.2.3.1 Schweizer Öko-Qualitätsverordnung (ÖQV) ___________________________ 43
4.2.3.2 Agrar-Umweltprogramm MEKA II in Baden-Württemberg _______________ 44
4.2.3.3 Einzelprojekte in Zusammenarbeit von Wissenschaft und Praxis ___________ 45
4.2.3.4 Zusammenfassung und Schlussfolgerungen für diese Arbeit_______________ 46
5 EIGENTUMSRECHTE ALS VORAUSSETZUNG FÜR DIE HONORIERUNG ÖKOLOGISCHER
LEISTUNGEN ____________________________________________________________ 49
5.1 Definition und Aufgabe von Eigentumsrechten _____________________________ 49
5.2 Ökologische Güter als Ansatzstelle der Eigentumsrechte an individuellen und
ökosystemaren Fähigkeiten _____________________________________________ 53
5.3 Notwendigkeit der Schaffung und Durchsetzung von Eigentumsrechten bei
Verknappung von ökologischen Gütern unter open access____________________ 59
5.4 Notwendigkeit der Änderung von absoluten Eigentumsrechten durch staatliches
Eingreifen ____________________________________________________________ 67
5.4.1 Bounded rationality und irrationales Verhalten ____________________________ 68
5.4.2 Hohe Transaktionskosten _____________________________________________ 72
5.5 Unterscheidung der Schaffung und Änderung von absoluten Eigentumsrechten _ 75

5.6 Eigentumsbegründung und Distribution ___________________________________ 77
5.6.1 Distribution in der Ökonomie __________________________________________ 77
5.6.2 Distribution der Eigentumsrechte an ökologischen Gütern im deutschen Recht ___ 79
5.6.2.1 Distributionskriterien______________________________________________ 79
5.6.2.2 Typisierung von positiven ökonomischen Anreizen entsprechend der
zugewiesenen Eigentumsrechte______________________________________ 87
6 RATIONALISIERTE UMWELTZIELE ALS ANSATZSTELLE FÜR DIE HONORIERUNG
ÖKOLOGISCHER LEISTUNGEN _______________________________________________ 90
6.1 Definition und Bedeutung rationalisierter Umweltziele_______________________ 90
6.2 Minimierungsstrategie als Alternative zur umweltzielorientierten Strategie _____ 95
6.2.1 Abgrenzung der Minimierungsstrategie von der umweltzielorientierten Strategie _ 95
6.2.2 Minimierungsstrategie – tatsächlich eine Alternative zur umweltzielorientierten
Strategie?__________________________________________________________ 97
6.3 Rationalisierung der Umweltziele durch Indikatoren _______________________ 107
6.3.1 Einordnung der Indikatoren in bestehende Indikatorensysteme _______________ 107
6.3.2 Validität – Sinn der Indikatoren _______________________________________ 113
6.3.3 Zweck der Indikatoren ______________________________________________ 116
6.3.4 Zweckgebundene Anforderungen ______________________________________ 117
6.3.4.1 Raumäquivalenz ________________________________________________ 118
6.3.4.2 Problemäquivalenz ______________________________________________ 122
6.3.4.3 Zeitäquivalenz __________________________________________________ 124
6.3.4.4 Normierbarkeit _________________________________________________ 127
6.3.4.5 Formulier- und Kommunizierbarkeit ________________________________ 129
6.3.4.6 Praktische Erhebbarkeit und Überprüfbarkeit __________________________ 131
6.3.4.7 Anforderungsprofil im Überblick und Diskussion ______________________ 131
6.3.5 Probleme der Indikatorenentwicklung und deren Konsequenzen______________ 133
6.3.5.1 Problem der Komplexität und des nicht deterministischen Verhaltens
ökologischer Systeme und das damit verbundene finanzielle Risiko ________ 134
6.3.5.2 Problem der Normativität aufgrund der Ungewissheit ___________________ 143
6.3.5.3 Problem der Diversität von Umweltzielen ____________________________ 148
7 POSITIVE ÖKONOMISCHE ANREIZE IM RAHMEN DER AGRARUMWELTMAßNAHMEN UND
DES ARTIKEL 16 DER VO (EG) 1257/1999 ____________________________________ 150
7.1 Agrar-politische Rahmenbedingungen ___________________________________ 150
7.1.1 Verhandlungen der World Trade Organisation____________________________ 150
7.1.2 Europäische Rahmenbedingungen _____________________________________ 154
7.1.2.1 Gemeinsame Agrarpolitik (GAP) ___________________________________ 154
7.1.2.2 Vorgaben und Förderflächenumfang im Rahmen der VO (EG) 1257/1999 ___ 160

III
7.1.3 Nationale Rahmenbedingungen in Deutschland __________________________ 163
7.1.3.1 Föderale Strukturen in Deutschland und deren Konsequenz ______________ 163
7.1.3.2 Gemeinschaftsaufgabe ‚Verbesserung der Agrarstruktur und des
Küstenschutzes’ (GAK) __________________________________________ 164
7.1.4 Mittelfristige Weiterentwicklung der politischen Rahmenbedingungen ________ 167
7.1.4.1 Mid-Term-Review-Reform________________________________________ 167
7.1.4.2 Finanzielle Mittel für die Honorierung ökologischer Leistungen __________ 168
7.1.4.3 Cross Compliance und Institutionenwandel ___________________________ 169
7.1.5 Zusammenfassung und Schlussfolgerungen _____________________________ 173
7.2 Aktuelle Agrarumweltmaßnahmen am Beispiel der deutschen
Agrarumweltprogramme nach VO (EG) 1257/1999 ________________________ 174
7.2.1 Überblick über aktuellen Anwendungsumfang ___________________________ 174
7.2.2 Analyse der aktuellen Agrarumweltmaßnahmen __________________________ 177
7.2.2.1 Ansatz und Methode _____________________________________________ 177
7.2.2.2 Zahlungstyp – Honorierung oder Subvention__________________________ 177
7.2.2.3 Preistyp – Kosten oder Nutzen _____________________________________ 184
7.2.2.4 Strategietyp – Umweltzielorientierte Strategie oder Minimierungsstrategie __ 186
7.2.2.5 Rationalisierungstyp – Top down- oder Bottom up-Prozess ______________ 192
7.2.2.6 Indikatorentyp – Ergebnis- oder maßnahmenorientierte Honorierung_______ 195
7.2.3 Zusammenfassung und Schlussfolgerungen _____________________________ 197
7.3 Ausgleich ordnungsrechtlicher Auflagen in Natura 2000-Gebieten im Rahmen
des Artikel 16 der VO (EG) 1257/1999 ___________________________________ 198
7.3.1 Überblick über aktuellen Anwendungsumfang ___________________________ 198
7.3.2 Analyse der aktuellen Artikel 16-Maßnahmen ___________________________ 202
7.3.2.1 Ansatz und Methode _____________________________________________ 202
7.3.2.2 Zahlungstyp – Honorierung oder Subvention__________________________ 202
7.3.2.3 Preistyp – Kosten oder Nutzen _____________________________________ 205
7.3.2.4 Strategietyp – Umweltzielorientierte Strategie oder Minimierungsstrategie __ 205
7.3.2.5 Rationalisierungstyp – Top down- oder Bottom up-Prozess ______________ 206
7.3.2.6 Indikatorentyp – Ergebnis- oder maßnahmenorientierte Honorierung_______ 209
7.3.3 Zusammenfassung und Schlussfolgerungen _____________________________ 209
8 BEISPIELE FÜR ERGEBNISORIENTIERTE HONORIERUNGSANSÄTZE __________________ 211
8.1 Ergebnisorientierte Honorierung im Rahmen von Agrarumweltmaßnahmen
zur Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie ______________________________ 211
8.1.1 Rahmenbedingungen – Voraussetzungen für ergebnisorientierte Honorierung __ 211
8.1.2 Bedeutung von Agrarumweltmaßnahmen für N-Immissionsminderung im Zuge der
Umsetzung der WRRL ______________________________________________ 215

8.1.3 Modellierte Stickstoffimmissionen als Anknüpfung für eine ergebnisorientierte
Honorierung am Beispiel des Landes Brandenburg ________________________ 217
8.1.3.1 Standortverhältnisse und Bearbeitungsgebiete nach Wasserrahmenrichtlinie _ 217
8.1.3.2 Methodik und Datengrundlage _____________________________________ 219
8.1.3.3 Ermittlung der N-Immissionen _____________________________________ 229
8.1.3.4 Honorierungsverfahren ___________________________________________ 239
8.1.3.5 Diskussion und Ausblick__________________________________________ 243
8.2 Ergebnisorientierte Honorierung im Rahmen von Artikel 16-Maßnahmen zur
Umsetzung der FFH-Richtlinie__________________________________________ 245
8.2.1 Rahmenbedingungen – Voraussetzungen für ergebnisorientierte Honorierung ___ 245
8.2.1.1 Natura 2000-Netzwerk ___________________________________________ 245
8.2.1.2 Rationalisierte Umweltziele _______________________________________ 249
8.2.1.3 Gebietsabgrenzung ______________________________________________ 252
8.2.1.4 Monitoring und Berichtspflicht _____________________________________ 253
8.2.1.5 Verteilung der Eigentumsrechte und Auswahl geeigneter Instrumente ______ 254
8.2.2 Bedeutung von Artikel 16-Maßnahmen im Zuge der Umsetzung der
FFH-Richtlinie ____________________________________________________ 257
8.2.3 Pflanzenarten von Grünlandlebensraumtypen als Anknüpfung für eine
ergebnisorientierte Honorierung am Beispiel des Landes Brandenburg_________ 260
8.2.3.1 Beschreibung der diskutierten Lebensraumtypen (LRT) _________________ 260
8.2.3.2 Ableitung von Pflanzenarten als Indikatoren __________________________ 263
8.2.3.3 Honorierungsverfahren ___________________________________________ 270
8.2.3.4 Diskussion und Ausblick__________________________________________ 273
9 ZUSAMMENFASSUNG _____________________________________________________ 275
SUMMARY __________________________________________________________________ 282
LITERATUR _________________________________________________________________ 289

Abbildungsverzeichnis
V
Abbildung 1: Verhaltenssteuerung umweltökonomischer Instrumente__________________________ 11
Abbildung 2: Ökologische Leistungen der Landwirtschaft als gezielte Antwort auf Verknappung
ökologischer Güter_______________________________________________________ 28
Abbildung 3: Ökonomische Anreize der Umweltpolitik im Verhältnis zu Eigentumsrechten und dem
Verursacherprinzip ______________________________________________________ 30
Abbildung 4: Unterscheidung von ergebnis- und maßnahmenorientierter Honorierung ökologischer
Leistungen _____________________________________________________________ 33
Abbildung 5: Potentieller Effizienzvorteil der ergebnisorientierten gegenüber der
maßnahmenorientierten Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft ____ 42
Abbildung 6: Ergebnisorientierte Honorierung im Rahmen des baden-württembergischen MEKA II und
der Schweizer ÖQV______________________________________________________ 47
Abbildung 7: Systematisierung verschiedener Eigentumsrechte und deren Beziehung zueinander ____ 50
Abbildung 8: Stellung der Eigentumsrechte als ökonomische Institutionen im Prozess der Nachhaltigen
Entwicklung____________________________________________________________ 53
Abbildung 9: Ökologische Güter als Ansatzstelle für die Eigentumsrechte an individuellen und
ökosystemaren Fähigkeiten ________________________________________________ 58
Abbildung 10: Vergleich der Zugangsbeschränkung und der Nutzungsbeschränkung bei den
unterschiedlichen Eigentumsinstitutionen _____________________________________ 63
Abbildung 11: Zusammenhang zwischen ökologischen Gütern und Umweltproblemen in Abhängigkeit
vom Zugang zu den Gütern und auftretender Rivalität ___________________________ 64
Abbildung 12: Überführung des open access zu einem well-regulated access bei ökologischen Gütern
durch die Schaffung von Eigentumsrechten ___________________________________ 66
Abbildung 13: Möglichkeit einer effizienten Allokation einer artenreichen Wiese durch die Honorierung
ökologischer Leistungen in Abhängigkeit der vorliegenden absoluten Eigentumsrechte _ 74
Abbildung 14: Distributionsentscheidungen im Zuge der Verteilung der Eigentumsrechte an
ökologischen Gütern nach deutschem Recht___________________________________ 83
Abbildung 15: Typen der Zahlungen für ökologische Leistungen entsprechend der Eigentumsrechte
und in Abhängigkeit der Allokationsform_____________________________________ 89
Abbildung 16: Vorsorgestrategien der Umweltpolitik und deren mögliche Ansatzstellen für
entsprechende Eigentumsrechte_____________________________________________ 96
Abbildung 17: Abhängigkeit der rationalen Instrumentenwahl von der bounded rationality und den
darauf aufbauenden Transaktionskosten der Präferenzermittlung__________________ 106
Abbildung 18: Einordnung der Typen von Indikatoren einer ergebnis- und maßnahmenorientierten
Honorierung in den Indikatorenrahmen der OECD_____________________________ 111
Abbildung 19: Für die Durchsetzung von Ertragsrechten an individuellen und ökosystemaren Fähigkeiten
werden Indikatoren benötigt, die die durch diese Fähigkeiten erzeugten ökologischen Güter
für Transaktionen rationalisieren___________________________________________ 116
Abbildung 20: Anforderungen an Agrarumweltindikatoren im Rahmen der Honorierung ökologischer
Leistungen ____________________________________________________________ 132

VI
Abbildung 21: Hauptprobleme bei der Entwicklung von Indikatoren als Ansatzstelle für die Honorierung
ökologischer Leistungen _________________________________________________ 134
Abbildung 22: Finanzielles Risiko unterschieden nach drei unterschiedlichen Formen der
Kalkulierbarkeit _______________________________________________________ 136
Abbildung 23: Modelle als Möglichkeit des Übertrages von nicht kalkulierbaren Risiken von
Landwirten auf die Gesellschaft ___________________________________________ 139
Abbildung 24: Idealisierte Darstellung der Normativität innerhalb des Prozesses der Entwicklung von
Indikatoren für Umweltgüter _____________________________________________ 145
Abbildung 25: Abstrahierte Abhängigkeit der normativen Ladung der Indikatoren von der Abweichung
des Umweltziels von einem naturwissenschaftlich gefassten Phänomen ____________ 147
Abbildung 26: Kategorisierung unterschiedlicher Einkommensbeihilfen nach dem Grad ihrer
handelsverzerrenden Wirkung im Rahmen der WTO-Verhandlungen______________ 151
Abbildung 27: Ausgaben der EU für das Haushaltsjahr 2003 ________________________________ 156
Abbildung 28: Verteilung der Ausgaben des EAGFL ______________________________________ 156
Abbildung 29: Aufteilung der Maßnahmen zur ländlichen Entwicklung auf die unterschiedlichen
Planungsinstrumente am Beispiel der Ziel 1-Gebiete___________________________ 160
Abbildung 30: Finanzierung der Agrarumweltmaßnahmen in Deutschland (bis zum Jahr 2004) _____ 165
Abbildung 31: Geplante jährliche Finanzmittel für die Honorierung ökologischer Leistungen der
Landwirtschaft in den Bundesländern im Planungszeitraum 2004-2006 ____________ 175
Abbildung 32: Entwicklung der Agrarumweltmaßnahmen nach VO 2078/1992 von 1994-1999 _____ 176
Abbildung 33: Typisierung der aktuellen Agrarumweltmaßnahmen als Subvention oder Honorierung
auf der Grundlage der Verteilung der Eigentumsrechte _________________________ 184
Abbildung 34: Typisierung der aktuellen Agrarumweltmaßnahmen im Hinblick auf die Art der
Ermittlung des Preises___________________________________________________ 186
Abbildung 35: Verhältnis von umweltzielorientierten Agrarumweltmaßnahmen zu
Extensivierungsmaßnahmen in Brandenburg _________________________________ 188
Abbildung 36: Anteil der erosionsmindernden Agrarumweltmaßnahmen in Brandenburg auf
erosionsgefährdeten Flächen______________________________________________ 190
Abbildung 37: Erosionsmindernde Agrarumweltmaßnahmen in Brandenburg in und außerhalb von
erosionsgefährdeten Gebieten_____________________________________________ 190
Abbildung 38: Typisierung der aktuellen Agrarumweltmaßnahmen im Hinblick auf ihren Zielbezug _ 192
Abbildung 39: Bereitschaft von Brandenburger Landwirten zur aktiven Teilnahme an der
Entwicklung von Agrarumweltmaßnahmen __________________________________ 194
Abbildung 40: Typisierung der aktuellen Agrarumweltmaßnahmen im Hinblick auf die Art der
Entwicklung der Indikatoren______________________________________________ 195
Abbildung 41: Bereitschaft von Landwirten zur Teilnahme an ergebnisorientierter Honorierung ____ 196
Abbildung 42: Typisierung der aktuellen Agrarumweltmaßnahmen als ergebnisorientierte oder
maßnahmenorientierte Honorierung ________________________________________ 197
Abbildung 43: Förderumfang von Artikel 16- und Agrarumweltmaßnahmen an der landwirtschaftlichen
Nutzfläche in Natura 2000-Gebieten in Brandenburg __________________________ 200

VII
Abbildung 44: Anwendung von Artikel 16-Maßnahmen in Deutschland ________________________ 201
Abbildung 45: Typisierung der aktuellen Artikel 16-Maßnahmen als Subvention oder Honorierung auf
der Grundlage der Verteilung der Eigentumsrechte ____________________________ 204
Abbildung 46: Typisierung der aktuellen Artikel 16-Maßnahmen im Hinblick auf ihren Zielbezug ___ 205
Abbildung 47: Typisierung der aktuellen Artikel 16-Maßnahmen im Hinblick auf den Prozess der
Indikatorenentwicklung __________________________________________________ 208
Abbildung 48: Typisierung der aktuellen Artikel 16-Maßnahmen als ergebnisorientierte oder
maßnahmenorientierte ‚Honorierung’ _______________________________________ 209
Abbildung 49: Eintragsvermindernde Agrarumweltmaßnahmen in Brandenburg innerhalb und
außerhalb von sensiblen Gebieten für N-Immissionen ins Grundwasser ____________ 217
Abbildung 50: Punktuelle und diffuse Eintragspfade und Prozesse in Flussgebieten Deutschlands____ 221
Abbildung 51: Stickstoffeinträge nach Eintragspfaden _____________________________________ 222
Abbildung 52: Stufen des landwirtschaftlichen N-Eintrages als Ansatzstelle für eine
ergebnisorientierte Honorierung ___________________________________________ 223
Abbildung 53: Potential an N-Immissionsverminderung in den drei Szenarien anhand der Verteilung
der Fluren in den Potentialklassen__________________________________________ 233
Abbildung 54: Verteilung der Potentialflächen für die Verminderung von N-Immissionen unter
Szenario 1 ____________________________________________________________ 234
Abbildung 55: Verteilung der Potentialflächen für die Verminderung von N-Immissionen unter
Szenario 2 ____________________________________________________________ 234
Abbildung 56: Verteilung der Potentialflächen für die Verminderung von N-Immissionen unter
Szenario 3 ____________________________________________________________ 235
Abbildung 57: N-Immissionsverminderung für drei Szenarien________________________________ 236
Abbildung 58: Berücksichtigung der Retention und Verluste auf dem N-Eintragspfad im Rahmen der
verwendeten Modelle bzw. Bewertungsansätze _______________________________ 237
Abbildung 59: Vorschlag für eine ergebnisorientierte Honorierung der N-Immissionsverminderung für
zwei Agrarumweltmaßnahmen unter Nutzung von zwei Optimierungsstrategien _____ 243
Abbildung 60: Ermittelter Gesamtbestand von kulturbestimmten Lebensraumtypen in Deutschland __ 259
Abbildung 61: Verfahren zur Ableitung der Indikatoren für eine ergebnisorientierte Honorierung für
den Lebensraumtyp Brenndolden-Auenwiese _________________________________ 268
Abbildung 62: Verfahren zur Ableitung der Indikatoren für eine ergebnisorientierte Honorierung für
den Lebensraumtyp Magere Flachland-Mähwiese _____________________________ 269

Tabellenverzeichnis
VIII
Tabelle 1: Gegenüberstellung der Schaffung und Änderung von Eigentumsrechten an ökologischen
Gütern __________________________________________________________________ 76
Tabelle 2: Träger des Vertragsrisikos bei nicht problemäquivalenten Indikatoren im Rahmen der
Honorierung _____________________________________________________________ 123
Tabelle 3: Anzahl der Brutpaare und des Reproduktionserfolges des Großen Brachvogels auf Grünland
in drei Brandenburger Vogelschutzgebieten ____________________________________ 126
Tabelle 4: Träger des Vertragsrisikos bei nicht zeitäquivalenten Indikatoren im Rahmen der
Honorierung _____________________________________________________________ 127
Tabelle 5: Praktische Relevanz der Indikatorentypen im Rahmen der Honorierung unter Unsicherheit141
Tabelle 6: Überblick über die verschiedenen Programme im Bereich ländlicher Entwicklung______ 160
Tabelle 7: Modulationsbedingte Verschiebung der EU-Beihilfen von der ersten in die zweite Säule in
Deutschland _____________________________________________________________ 169
Tabelle 8: Prämienhöhe für ausgewählte Agrarumweltmaßnahmen in Brandenburg und Sachsen___ 185
Tabelle 9: Entwicklung des geförderten Grünlandes nach Einführung der ergebnisorientierten
Honorierung in Baden-Württemberg __________________________________________ 196
Tabelle 10: Art und Anwendungsumfang von Artikel 16-Maßnahmen in Brandenburg ____________ 200
Tabelle 11: Information und Beteiligung der Landwirte im Rahmen der Natura 2000-Gebietsmeldung 207
Tabelle 12: Beschreibung der Relevanzklassen von landwirtschaftlichen Standorten für die
N-Immissionen ins Grundwasser_____________________________________________ 227
Tabelle 13: Beschreibung der Relevanzklassen von landwirtschaftlichen Standorten für die N-
Immissionen in die Oberflächengewässer ______________________________________ 229
Tabelle 14: Vorschlag für Gewichtungsfaktoren in Anlehnung an die geschätzten N-Immissionen in das
Flusssystem _____________________________________________________________ 239
Tabelle 15: Prämienkalkulation pro kg verminderter N-Immission für zwei Agrarumweltmaßnahmen 242
Tabelle 16: Flächenumfang von drei kulturbestimmten Grünland-Lebensraumtypen in vier
Bundesländern ___________________________________________________________ 260
Tabelle 17: Art der Honorierung in Abhängigkeit von der Lebensraumqualität __________________ 271
Tabelle 18: Ergebnisorientierte Honorierung im Rahmen von Artikel 16 für Brenndolden-Auenwiesen
und Magere Flachland-Mähwiesen ___________________________________________ 272

Abkürzungsverzeichnis
ABAG Allgemeinen Bodenabtragsgleichung
AUM Agrarumweltmaßnahme
AL Ackerland
BB Brandenburg
BBodSchG Bundes-Bodenschutzgesetz
BE Berlin
BImSchG Bundes-Immissionsschutzgesetz
BetrPrämDurchfG Betriebsprämiendurchführungsgesetz
BGH Bundesgerichtshof
BGHZ Entscheidungen des Bundesgerichtshofes in Zivilsachen
BMVEL Bundesministerium für Verbraucherschutz, Ernährung und Landwirtschaft
BNatSchG Bundesnaturschutzgesetz
BP Brutpaare
BVerfGE Bundesverfassungsgerichtsentscheidung
BVerwG Bundesverwaltungsgericht
BVerwGE Bundesverwaltungsgerichtsentscheidung
BW Baden-Württemberg
BY Bayern
DirektZahlVerpflG Direktzahlungen-Verpflichtungengesetz
D Deutschland
DPSIR Driving Forces-Pressures-State-Impact-Responses
DPSR Driving Forces-Pressures-State-Responses
DüngeVO Düngeverordnung
DüngeMG Düngemittelgesetz
EAGFL Europäischer Ausrichtungs- und Garantiefonds für die Landwirtschaft
EFRE Europäischer Fonds für regionale Entwicklung
EPLR Entwicklungsplan für den ländlichen Raum
ESA Environmental Sensitive Areas
EU Europäische Union
EuGH Europäischer Gerichtshof
EU-15 Mitgliedstaaten (15) der EU vor der EU-Osterweiterung
EV Einigungsvertrag
FAL Bundesforschungsanstalt für Landwirtschaft
FFH Fauna-Flora-Habitat
FIAF Finanzierungsinstrument für die Ausrichtung der Fischerei
FN Fußnote
GAP Gemeinsame Agrarpolitik
GATT General Agreement on Tariffs and Trade
GG Grundgesetz für die Bundesrepublik Deutschland
GL Grünland
HB Bremen
HE Hessen
HH Hamburg
i.e.S. im eigentlichen Sinne
i.d.S. in diesem Sinne
i.S.v. im Sinne von
InVeKoS Integriertes Verwaltungs- und Kontrollsystem
IOGB Integrierter Obst- und Gemüsebau
IX

KULAP Kulturlandschaftsprogramm
LANA Länderarbeitsgemeinschaft Naturschutz, Landschaftspflege und Erholung
LAWA Länderarbeitsgemeinschaft Wasser
LF Landwirtschaftliche Fläche
LRT Lebensraumtyp
LUA Landesumweltamt Brandenburg
LVL Landesamt für Verbraucherschutz und Landwirtschaft des Landes Brandenburg (jetzt
LVLF)
MEKA Marktentlastungs- und Kulturlandschafts-Ausgleich
MSL Markt- und standortangepasste Landwirtschaft
MMK Mittelmaßstäbige landwirtschaftliche Standortkartierung
MTR Mid-Term-Review
MV Mecklenburg-Vorpommern
NCO Non Commodity Outputs
NföA Nationales Forum für ökologischen Ausgleich
NI Niedersachsen
NL Normative Ladung
NNatSchG Niedersächsisches Naturschutzgesetz
NW Nordrhein-Westfalen
OECD Organisation for Economic Co-operation and Development
ÖLN Ökologischer Leistungsnachweis
OP Operationelles Programm
ÖQV Öko-Qualitätsverordnung in der Schweiz
PSR Pressure-State-Response-Ansatz
PflSchG Gesetz zum Schutz der Kulturpflanzen
RP Rheinland-Pfalz
SAC Special Area of Conservation
SH Schleswig-Holstein
SL Saarland
SN Sachsen
SPA Special Protection Area
ST Sachsen-Anhalt
TH Thüringen
TÜV Technischer Überwachungsverein
UN/ECE Wirtschaftskommission der Vereinten Nationen für Europa
UNCED United Nations Conference on Environment and Development
UNDP Entwicklungsprogramm der Vereinten Nationen
UPR Urheberpersönlichkeitsrecht
VERMOST Vergleichsmethode Standort
VO Verordnung
WHG Gesetz zur Ordnung des Wasserhaushalts
WTO World Trade Organisation
WRRL Wasserrahmenrichtlinie
X

Einleitung 1
1 Einleitung
Die Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft ist ein Instrument zur Lösung von
Konflikten zwischen Landwirtschaft und Umweltschutz. Dabei ist das Verhältnis von einem
bekannten Dualismus geprägt: Auf der einen Seite die seit Jahrzehnten beschriebenen
schädlichen Umweltwirkungen der aktuellen Landwirtschaft, auf der anderen Seite positive
Wirkungen, die sich jedoch fast ausschließlich auf traditionelle oder extensive Nutzungen
beschränken (vgl. SRU 1985). Trotz dieser prinzipiellen Erkenntnis wesentlicher Wirkungen der
Landwirtschaft auf die Umwelt scheint gerade dieser Bereich aus verschiedenen Gründen dafür
prädestiniert zu sein, sich Entscheidungen zur Konfliktlösung zu entziehen. Juristisch
gesprochen liegt das Problem weniger im fehlenden Wissen über den Regelungsgegenstand als
im Fehlen von Lenkungswissen.
Im Zuge der Produktion von Lenkungswissen stößt man unweigerlich auf Kernprobleme der
Ökologie, der Ökonomie und der Rechtswissenschaft. Es seien hier einleitend für die Ökologie
die Komplexität und nicht-lineares Verhalten ökologischer Systeme (vgl. Kap. 6.3.5.1), für die
Ökonomie die Problematik der ökonomischen Eigentumsrechte (property rights) (vgl. Kap. 5)
und damit eng verbunden für die Rechtswissenschaften die Eigentumsdogmatik (vgl. Kap. 5.6.1)
aufgeführt. Nun setzt die Produktion von Lenkungswissen die Anwendung von Erkenntnissen in
den oben umrissenen Gebieten voraus, was die Schwierigkeit dieses Unterfangens begründet.
Die Bearbeitung von gesellschaftlichen Fragestellungen, wie die Lösung der Konflikte zwischen
der aktuellen landwirtschaftlichen Nutzung und den damit verbundenen Umweltproblemen,
bedarf in jedem Fall eines interdisziplinären Ansatzes. Auf der wissenschaftlichen Ebene führt
dies bekanntermaßen zu Problemen: „Wer zu lang im Ausland lebt, kann schließlich heimatlos
werden. Mit der fremden Sprache und Kultur wird er nie wirklich heimisch, aber zuhause findet
er sich auch nicht mehr zurecht. Wer interdisziplinär arbeitet, steht in der gleichen Gefahr. Das
fremde Fach nimmt ihn nicht wirklich ernst, das eigene Fach hält ihn für einen Fremdling“
(Engel 2001: 4). Vielleicht habe ich hier als Planerin weniger Verlustängste, fehlt mir doch
dieses ‚Heimatgefühl’ in einer Disziplin.
Das Interesse am Wissenserwerb im Rahmen dieser Arbeit ist instrumentell. Wissen ist insoweit
von Interesse, als es die Voraussetzung für Entscheidungen schafft oder verbessert. Darin wird
deutlich, dass diese Arbeit methodisch eher juristischem Vorgehen entspricht.
Ziel der Arbeit ist es, das theoretische Wissen der relevanten wissenschaftlichen Disziplinen im
Hinblick auf das Instrument der Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft

2 Kapitel 1
innerhalb einer Arbeit zu diskutieren und damit eine integrative Auseinandersetzung zu
ermöglichen. Der erkenntnistheoretischen Einsicht „Wer die Wirklichkeit ganz sehen will, sieht
schließlich gar nichts mehr“ (Albert 1978) folgend, macht ein derartiger Ansatz nur im
Zusammenhang mit der Lösung eines konkreten gesellschaftlichen Problems einen Sinn. Das
hier zur Diskussion stehende gesellschaftliche Problem lautet: Wie kann unter den gegebenen
gesellschaftlichen Rahmenbedingungen eine effektive und effiziente Honorierung ökologischer
Leistungen der Landwirtschaft erfolgen und inwieweit unterscheiden sich dabei
ergebnisorientierte von maßnahmenorientierten Honorierungsansätzen? Die gesellschaftlichen
Rahmenbedingungen werden dabei als ein wandelbarer und sich wandelnder institutioneller
Rahmen mit in die Betrachtungen einbezogen.
Erst die interdisziplinäre und integrative Auseinandersetzung spannt das Problemnetz auf, das
sich hinter den konkreten gesellschaftlichen Fragen verbirgt und zeigt, warum die praktische
Ausgestaltung der Honorierung ökologischer Leistungen immer, jedoch graduell abnehmend,
unbefriedigend sein wird. Zwei Beispiele für die mögliche aktuelle Anwendung einer
ergebnisorientierten Honorierung ökologischer Leistungen sollen jedoch einen positiven
Ausblick geben und aufzeigen, dass in jedem Fall Verbesserungspotential im Vergleich zu den
derzeit eingesetzten Instrumenten besteht.

Problemstellung 3
2 Problemstellung, Aufbau und Methodik
Die Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft ist ein ökonomisches Instrument,
um dem Marktversagen im Bereich der ökologischen Güter, durch entsprechende Institutionen
entgegenzuwirken. Ökonomischen, besser marktkonformen Instrumenten wird in einer liberalen
Gesellschaft gegenüber dem Ordnungsrecht ein Vorrang zugebilligt und es spricht alles dafür,
den Markt als Allokationsinstrument so weit wie möglich zu nutzen. Der Einsatz von
marktkonformen Instrumenten (vgl. Kap. 3) zur Lösung der Probleme zwischen Landwirtschaft
und Umweltschutz verlangt staatliches Eingreifen sowie die Schaffung und Durchsetzung von
Institutionen, die öffentliche ökologische Güter für die positiven Mechanismen des Marktes
zugänglich machen. In diesem Zusammenhang sind u.a. Erkenntnisse der Theorie der property
rights (vgl. u.a. Brubaker 1995, Bromley 1997b) unter den gegebenen gesellschaftlichen
Rahmenbedingungen auf den Sachverhalt anzuwenden (vgl. Kap. 5). Der Agrarbereich befindet
sich aktuell aus institutionenökonomischer Sicht in einem Institutionenwandel. Die
Schwierigkeiten einer effektiven und effizienten Ausgestaltung der Honorierung ökologischer
Leistungen sind nur im Zusammenhang dieses komplexen Prozesses zu verstehen.
Könnten öffentliche Güter den Marktmechanismen zugänglich gemacht werden, wäre allerdings
schon viel getan. Generell liegen die Ursachen vieler Umweltprobleme tatsächlich darin, dass die
Erkenntnisse der Ökonomie zu den natürlichen Ressourcen in der Praxis nicht angewendet
werden und weniger darin, dass die „naive“ Neoklassik „dem Markt als unfehlbarem
Allokationsinstrument blindlings“ vertraut (vgl. Hampicke 1999: 173). Wenn es um die Frage
geht: ‚Wie kann eine effiziente Allokation von knappen Ressourcen aussehen? und nicht um die
Frage: ‚Was bzw. welche sind die knappen Ressourcen?’, gibt es „größte methodische
Verwandtschaft“ innerhalb der ökonomischen Strömungen (ebd.: 172), was einer Anwendung
dieser Erkenntnisse sehr entgegenkommt.
Es spricht viel dafür, dass die intensive Auseinandersetzung mit der Frage, ‚wie’ Instrumente für
eine effiziente Allokation der öffentlichen ökologischen Güter im Zusammenhang mit der
landwirtschaftlichen Nutzung ausgestaltet werden können, einen nicht unbeträchtlichen Beitrag
zur Problemlösung bei Konflikten zwischen Landwirtschaft und Umweltschutz leisten kann.
Erforderliche anwendungsbereite ökonomische Erkenntnisse sind verfügbar. „Der bedeutende
Beitrag, den die Ökonomik durch den Einsatz marktwirtschaftlicher Instrumente des
Umweltschutzes leisten kann, die zum Ziel des Naturerhalts mit hoher statischer und
dynamischer Effizienz und mit einem geringen Maß an Eingriff in individuelle
Entscheidungsfreiheit beitragen, sollte bei allen berechtigten praktischen und juristischen
Bedenken stets im Auge behalten werden“ (Nutzinger 1999: 63).

4 Kapitel 2
Diese Arbeit beschäftigt sich nur am Rande damit ‚was’ die knappen ökologischen Güter sind,
die in Beziehung zu der Landwirtschaft stehen, sondern legt den Schwerpunkt darauf, welche
Eigenschaften und Anforderungen diese Güter erfüllen müssen, um im Wirtschaftssystem
Berücksichtigung zu finden – um eine effiziente Allokation über den Markt realisieren zu
können. Diese Anforderungen aus ökonomischer Sicht werden vor dem Hintergrund
ökosystemarer Erkenntnisse kritisch diskutiert und damit Möglichkeiten und Grenzen einer
effizienten Honorierung ökologischer Leistungen über den Markt aufgezeigt.
Diese Themeneingrenzung wird in dem Bewusstsein vorgenommen, dass durch die
Nichtberücksichtigung der Frage nach dem ‚was die ökologischen Güter sind’, einer der
wesentlichsten Problembereiche der Nachhaltigen Entwicklung ausgespart wird. Es sei an dieser
Stelle auf die Ökologische Ökonomie verwiesen, die sich neben den Allokationsfragen auch mit
der Entwicklung gesellschaftlicher Ziele bzw. ethischer Normen vor dem Hintergrund nicht
substituierbarer natürlicher Ressourcen und fairer Distribution auseinandersetzt (vgl. z. B.
Hampicke 1992, Daly 1992).
Im Folgenden werden anhand von Fragen das Gesamtkonzept der Arbeit und der Aufbau der
einzelnen Kapitel im Überblick dargestellt.
Was sind ökonomische Instrumente und welche Vorteile versprechen sie? (Kapitel 3)
Umweltökonomische Instrumente heben sich von den anderen umweltpolitischen Instrumenten
dadurch ab, dass sie rationale Entscheidungen beeinflussen wollen. Rational handelnde
Individuen sind die Grundannahme beim Einsatz ökonomischer Instrumente und bestimmen
Möglichkeiten und Grenzen der Instrumente. Honorierungsinstrumente können danach
unterschieden werden, an welcher ‚Optimierungsgröße’ sie ansetzen: An Gütern einer
individuellen Nachfrage (im Sinne von Internalisierungsansätzen) oder an Umweltzielen (im
Sinne von standardorientierten Ansätzen). Es wird gezeigt, dass beide Ansätze gerade im Lichte
der Anwendung des Verursacherprinzips weniger Differenzen aufweisen als oftmals dargestellt
wird. Beide Formen sind in dem dieser Arbeit zugrunde liegenden Honorierungsinstrument
wieder zu finden.

Problemstellung 5
Wodurch ist das Instrument der Honorierung ökologischer Leistungen charakterisiert und
worin bestehen die Unterschiede zwischen der ergebnisorientierten und der
maßnahmenorientierten Honorierung? (Kapitel 4)
Die Honorierung ökologischer Leistungen ist ein seit Jahrzehnten bearbeitetes Thema.
Dementsprechend viele Definitionen zu ‚ökologischen Leistungen’ und zum Instrument
‚Honorierung ökologischer Leistung’ sind verfasst. Als Ausgangspunkt dieser Arbeit wird eine
Charakterisierung des hier verwendeten Instrumentes der ‚Honorierung ökologischer
Leistungen’ erarbeitet und eingehend beschrieben.
Ökonomische Instrumente werden oft als ‚die’ Alternative zum defizitären oder auch nur
‚ungeliebten’ Ordnungsrecht dargestellt. Die Begründung baut auf der Annahme auf, dass
ökonomische Instrumente durch rationale Entscheidungen zur Effizienz führen. In der
Argumentation für ökonomische Instrumente wird oftmals von einem ‚Idealmodell’ ausgegangen
und dessen Eigenschaften werden auf das real vorliegende Instrument und die
Rahmenbedingungen übertragen. Tatsächlich sind die aktuell angewendeten Instrumente, wie die
Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft im Rahmen der Agrarumwelt-
programme, weit davon entfernt, dem ‚Idealmodell’ zu entsprechen. Kurz: Nicht überall wo
‚Honorierung ökologischer Leistungen’ draufsteht, ist ein effizientes ökonomisches Instrument
drin. Anhand des Vergleiches der ergebnisorientierten und der maßnahmenorientierten
Honorierung werden wesentliche Kriterien eines effizienten Instrumentes diskutiert und Defizite
der maßnahmenorientierten Honorierung aufgezeigt.
Was sind die Voraussetzungen für den effizienten Einsatz der Honorierung ökologischer
Leistungen und wodurch wird der Einsatz begrenzt? (Kapitel 5 und 6)
Eine Honorierung ökologischer Leistungen ist lediglich dann möglich, wenn Eigentumsrechte an
den ökologischen Gütern geschaffen sind. Man kann dies auch so formulieren: Mit dem
Instrument der Honorierung ökologischer Leistungen muss es zur Schaffung und Durchsetzung
von Eigentumsrechten kommen, um damit Umweltprobleme zu lösen. Aufbauend auf der
Theorie der property rights wird unter Rückgriff auf die vorhandene Literatur das
Umweltproblem als ein Problem fehlender oder ineffizienter Eigentumsrechte dargestellt. Die
Schaffung und Durchsetzung von Eigentumsrechten erfüllt dabei den Zweck, eine effiziente
Allokation ökologischer Güter zu ermöglichen. Dass die Distribution (Verteilung) der
Eigentumsrechte jedoch nicht allein dem Diktat der Effizienz zu folgen hat, ist
verfassungsrechtlich geregelt. Die aktuell herrschende Rechtsmeinung wird dargestellt und

6 Kapitel 2
diskutiert. Ökonomische und juristische Anforderungen bestimmen somit den Rahmen für die
Schaffung und Durchsetzung der Eigentumsrechte an ökologischen Gütern.
Rationale Entscheidungen zur Lösung von Umweltproblemen bedürfen einer
‚Optimierungsgröße’ und Handlungsalternativen. Umweltpolitische Ziele stellen diese
Optimierungsgrößen für den Fall dar, dass individuelle Nachfrage aufgrund der besonderen
Eigenschaften und Rahmenbedingungen bei ökologischen Gütern nicht bekundet wird. Ohne
diese ‚Optimierungsgröße’ wie bei ‚Minimierungsstrategien’ ist der Einsatz von
Honorierungsinstrumenten ökonomisch gesehen unsinnig.
Problematisch bei der Optimierungsgröße ‚Umweltziel’ ist jedoch, dass die zu lösenden
Umweltprobleme in Theorie und Praxis regelmäßig bereits als ziel-mittel-rational vorstrukturiert
angenommen werden (Gawel 1999). Hierbei kann man vom ‚Rationalitätsdogma’ der
ökonomischen Theorie sprechen (Gawel 1993: 574). Dabei wird bisher oft vernachlässigt, dass
‚rationalisierte’ Umweltziele als Ansatzstellen für Eigentumsrechte und damit für
Marktmechanismen in den wenigsten Fällen entwickelt sind. Tatsächlich wird die Möglichkeit
der Schaffung von Eigentumsrechten und deren Durchsetzung mit Hilfe von effizienten
ökonomischen Umweltinstrumenten entscheidend dadurch begrenzt, dass derartige rationalisierte
Umweltziele, in dieser Arbeit als Indikatoren bezeichnet, nicht entwickelt sind und teilweise
nicht entwickelt werden können.
Kapitel 6 zeigt die Notwendigkeit von rationalisierten Umweltzielen und die Anforderungen an
diese auf. Die Ableitung der Anforderungen erfolgt durch die Übertragung der Erkenntnisse aus
der Indikatorenentwicklung auf den Sachverhalt auf der einen Seite und die Berücksichtigung
wesentlicher politischer und juristischer Rahmenbedingungen der Honorierung ökologischer
Leistungen auf der anderen Seite. Diese Anforderungen leiten über in die Probleme und Grenzen
der Rationalisierung, deren wesentliche Ursache im Charakter ökologischer Güter bzw.
ökologischer Systeme zu finden ist. Die Konsequenzen, die im Wesentlichen dem
Problembereich des Umgangs mit Unsicherheit zuzuordnen sind, werden für die Honorierung
ökologischer Leistungen analysiert.
Wie und in welchem Umfang erfolgt aktuell die Honorierung ökologischer Leistungen der
Landwirtschaft und inwieweit entsprechen diese Instrumente den theoretisch diskutierten
Anforderungen? (Kapitel 7)
Seit rund 10 Jahren werden in der Praxis in ganz Europa Zahlungen für umweltgerechtes
Wirtschaften der Landwirte im Rahmen von Agrarumweltmaßnahmen getätigt. Eine

Problemstellung 7
Verbesserung der Ausgestaltung dieser Instrumente wird seit längerem gefordert (u.a. Deblitz
1999, Schramek et al. 1999a, COM 2000a). Unter welchen Rahmenbedingungen und in welchem
Umfang aktuell diese Zahlungen erfolgen, gibt Aufschluss über die Bedeutung von
Honorierungsinstrumenten. Analysiert wird, welchen Charakter diese Honorierungsinstrumente
haben, inwieweit die innerhalb dieser Arbeit diskutierten Anforderungen an Effizienz
berücksichtigt und wie die Eigentumsrechte verteilt sind. Auf der Grundlage der internationalen
Rahmenbedingungen und der Ausgestaltung von Zahlungen für ökologische Leistungen der
Landwirtschaft im Rahmen der Europäischen Verordnung VO (EG) 1257/1999 werden die
aktuellen Honorierungsinstrumente analysiert.
Kriterien dabei sind die Effizienzbetrachtungen (vgl. Kap. 4), die Verteilung der
Eigentumsrechte (vgl. Kap. 5) sowie die in Kapitel 6 formulierten Anforderungen an
Indikatoren, wobei hierbei der Zielbezug im Mittelpunkt steht. Die Analyse der aktuell
angewendeten Honorierungsinstrumente erfolgt für die Agrarumweltprogramme in Deutschland
sowie für die Umsetzung des Artikels 16 für Ausgleichszulagen in Natura 2000-Gebieten
aufgrund von ordnungsrechtlichen Auflagen, als ein Sonderfall von Zahlungen.
Wie kann eine ergebnisorientierte Honorierung ökologischer Leistungen unter den
gegebenen Rahmenbedingungen umgesetzt werden? (Kapitel 8)
Die OECD beklagt, dass zwar ein beeindruckender Fundus an Kenntnissen sowohl bezüglich der
einschlägigen konzeptionellen Aspekte als auch im Hinblick auf die praktischen Möglichkeiten
zur Verbesserung der Umweltergebnisse in der Landwirtschaft vorhanden ist, dieses Wissen aber
in der Vergangenheit nicht in ausreichendem Maße angewendet und den Landwirten zugänglich
gemacht wurde (OECD 1999b).
Anhand von zwei konkreten Anwendungsgebieten für ergebnisorientierte Honorierung wird die
theoretisch geführte Diskussion an praktischen Beispielen angewendet. Im Zuge von zwei
hochaktuellen Problembereichen sollen Honorierungsinstrumente für ökologische Leistungen der
Landwirtschaft einen entscheidenden Beitrag für die Lösung leisten: (i) Im Rahmen der
Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie und (ii) im Zuge der Umsetzung des Natura 2000-
Netzes. Eine ergebnisorientierte Honorierung ist aufgrund der Rahmenbedingungen in beiden
Fällen möglich, und es kann damit der folgenden Aufforderung gefolgt werden: „In der
gegebenen historischen Situation ist es geboten, kluge Kompromisse zu schließen und
Institutionen zu schaffen, die rasch reale Fortschritte zeigen und den Weg für
nachfrageorientierte Lösungen nicht zu verbauen, sondern ihn durch die Gewinnung von
Erfahrungen für die Beteiligten „schmackhaft“ zu machen (Hampicke 2000a: 45).

8 Kapitel 3
3 Ökonomische Instrumente im System der umweltpolitischen Instrumente
3.1 Ökonomische Instrumente
3.1.1 Steuerung durch rationale Entscheidungen
Grundlegender Gedanke von ökonomischen Instrumenten ist das ökonomische
Verhaltensmodell. Dieses geht von der Annahme individuell rationalen Verhaltens der
Wirtschaftssubjekte aus und unterstellt dabei, dass diese ihre Entscheidungen an ihrem eigenen
Vorteil ausrichten (Weck-Hannemann 1999: 68). Individuen bewerten den Nutzen und die
Kosten alternativer Entscheidungen. Und sie entscheiden sich nach Abwägung der Vor- und
Nachteile für jene Alternative, die ihnen den höchsten Nettonutzen verspricht. „Die Theorie
rationalen Verhaltens beruht darauf, dass die Individuen einen Anreiz haben, sich für die beste
aller möglichen Alternativen zu entscheiden, da sie die Folgen dieser Entscheidung – und damit
auch die Folgen einer ‚falschen’ Entscheidung – in vollem Umfang selbst zu tragen haben“
(ebd.: 76). Das Bild des homo oeconomicus ist entworfen. Aus der ökonomischen Perspektive ist
menschliches Handeln „rationale Auswahl aus Alternativen“ durch Individuen (Kirchgässner
1991: 12). Den Individuen wird dabei eigennutzorientiertes und in der Neoklassik ein vollständig
unkooperatives Handeln unterstellt (Hampicke 1992). Menschliches Handeln ist planvoll und im
Allgemeinen nicht sprunghaft oder chaotisch 1 .
Der ‚ökonomische’ Rationalitätsansatz kann dem Konzept der instrumentellen Rationalität
zugeordnet werden. Ihm zufolge ist ein Verhalten rational, wenn es im Hinblick auf bestimmte,
als erwünscht ausgezeichnete Weltzustände als geeignetes Mittel gelten kann, diese Zustände
herbeizuführen (Nida-Rümelin 1994: 3, Arni 1994: 31). Es kann auch von Ziel-Mittel-
Rationalität gesprochen werden.
Das instrumentelle ökonomische Rationalitätsverständnis betrachtet Wirtschaften als eine
zweckrationale Disposition bzgl. knapper Ressourcen unter dem Walten des ökonomischen
Prinzips (vgl. Gawel 1999: 241). Rationalität im allgemeinen ökonomischen Verständnis
beschränkt sich auf die Frage nach den vernünftigen Mitteln zur Erreichung von Zielen. Von
1 „Im Sinne der Hume’schen Tradition wird das menschliche Verhalten quasi-mechanisch erklärt: als die Resultate
aus inneren Dispositionen und äußeren Anreizen. Eine gegebene Konstellation von Dispositionen und Anreizen
bewirkt notwendig ein bestimmtes Handeln, was sich empirisch als die Wahrscheinlichkeit äußert, mit der ein
bestimmtes Verhaltensresultat auftritt. Nicht ‚ich denke’, sondern ‚es’ denkt; das eigene Handeln ist weniger
gewollt, sondern mehr bewirkt. Dagegen steht die Kant’sche Tradition, wonach der Mensch die Fähigkeit hat,
aufgrund der von ihm selbst geschaffenen Erkenntnisse und regulativen Prinzipien in das Geschehen aktiv
einzugreifen. Im Sinne dieser Tradition wird der Mensch als das ‚Theorien fabrizierende Tier’ aufgefasst. ... Die
ökonomische Theorie menschlichen Verhaltens folgt eher der Kant’schen, die meisten psychologischen Ideen
scheinen überwiegend der Hume’schen Tradition zu folgen“ (Meyer 1981), vgl. dazu auch Kapitel 5.4.1.

Ökonomische Instrumente 9
dieser Zweckrationalität kann eine Rationalität unterschieden werden, bei der es um die
vernünftigen Ziele im Sinne sittlicher Vernunft geht (Gorke & Ott 2003).
Die Interpretation des Rationalitätskonzeptes ist weniger stringent als es auf den ersten Blick
scheint 2 . Es sollen an dieser Stelle lediglich einige, für diese Arbeit wichtige Diskussionspunkte
aufgegriffen werden. Kapitel 5.4.1 verdeutlicht die Bedeutung für das Thema der Honorierung
ökologischer Leistungen.
Es stellt sich die Frage, was die Kriterien der Rationalität sind. Misst sich die Rationalität an dem
tatsächlichen Erreichen des Ziels (rational ist eine Entscheidung über die Mittel dann, wenn
diese tatsächlich zum Ziel führt = objektive Rationalität 3 ) oder an der rationalen Auswahl
vorhandener Alternativen? Das erstere ist unsinnig; „jedenfalls steht es in keinerlei
Zusammenhang mit der Tradition des Vernunftbegriffs. Regellosigkeit ist vernunftwidrig – nicht
das Subjekt, das sich auf sie nicht einstellen kann“ (Lübbe 1999: 18). Bei letzterem taucht das
Problem auf, was als vorhandene Alternativen gezählt wird. Wird homo oeconomicus als ein
vollständig informierter und immer blitzschnell entscheidender wandelnder Computer betrachtet
(Kirchgässner 1991: 27)? In den neoklassischen Modellen ist dies der Fall. Werden derartige
Modelle als Entscheidungshilfen bei der richtigen Wahl von Instrumenten eingesetzt bzw. sind
Grundlage für die Zuweisung von Eigentumsrechten, erwachsen daraus Probleme. Diese
Problematik wird in Kapitel 5.4.1 diskutiert.
Für ökonomische Instrumente ist demnach charakteristisch, dass diese an den Adressaten keine
Verhaltensanforderungen richten. Die Steuerung erfolgt durch eine Änderung der Restriktionen,
unter denen der Adressat entscheidet. Diese Restriktionen werden durch finanzielle
Anreizmechanismen verändert (Michaelis 1996). Finanzielle Anreizinstrumente sollen
insbesondere zur Mobilisierung des Eigeninteresses der Normadressaten führen
2 vgl. zu grundsätzlichen Problemen der Rationalitätskonzepte: z. B. Tietzel (1985); Popper (1995), vgl. zu
Rationalitätskonzepten in der Ökonomie: z. B. Kirchgässner (1991); Gawel & Lübbe-Wolf (1999).
3 Zur Beschreibung der „objektiven Rationalität“ soll ein Beispiel von Lübbe (1999: 17 f.) dienen. „Jemand möchte
möglichst rasch mit dem Auto von Konstanz nach Zürich gelangen. Er kann entweder die Autobahn benutzen – das
dauert etwa vierzig Minuten – oder die Landstraße. Dann dauert es eine Stunde. Objektiv rational verhält sich, wer
die Autobahn benutzt – im Unterschied zu dem, der etwa in der irrigen Annahme, es gäbe zwischen Konstanz und
Zürich gar keine Autobahn, über die Landstraße fährt. Was aber, wenn der Fahrer auf der Autobahn in einen
plötzlichen, unfallbedingten Stau gerät, der ihn eine halbe Stunde kostet? Unter diesen Umständen wäre es besser
gewesen, die Landstraße zu benutzen. Aber wir würden kaum sagen ‚Unter diesen Umständen wäre es rational
gewesen, die Landstraße zu benutzen’. Das liegt daran, dass zum Zeitpunkt der Wahl der fraglichen Handlung auch
der denkbar rationalste Autofahrer von jenen Umständen nichts wissen konnte. Dennoch wäre, falls die Umstände
eintreten, die Fahrt über die Landstraße die objektiv rationale Handlung. ... Denn die bindet das Rationalitätsurteil
an die Angepasstheit der Handlung an die tatsächlichen Umstände. Mit anderen Worten: sie prämiert den Erfolg,
nicht den vernünftigen Plan.“

10 Kapitel 3
(= „Ökonomisierung“ vgl. Gawel 1999: 243). Kennzeichnend sind demnach Alternativen und die
Entscheidung unter dem Aspekt der Kosten. Ohne Alternativen gibt es kein ökonomisches
Handeln.
Das Recht hingegen will das Verhalten direkt beeinflussen, nicht die Entscheidung (Engel 2000).
Im Ordnungsrecht erfolgt ein „einseitiger Verhaltensbefehl der klassischen Eingriffsverwaltung“
(Kloepfer 1989: 98). Ökonomisch kann der ordnungsrechtliche Hebel als spezielle Form einer
staatlichen Allokationspolitik beschrieben werden, die eine „systematische Verkürzung des
individuellen Handlungs- und Möglichkeitsraumes“ anstrebt, „dessen Beschneidung nicht über
preislich vermittelte Ressourcennutzungsbeschränkungen, sondern mit Hilfe unmittelbar in der
Dimension der Handlungsvariable überbrachter Verhaltensbefehle gesteuert wird“ (Gawel 1994:
96). Die Motive für die Verhaltensänderung können dabei sowohl extrinsisch als auch intrinsisch
sein. Bei ersteren erfolgt die Verhaltensänderung durch Sanktionsandrohung, bei letzteren
freiwillig.
Kennzeichnend für ökonomische Instrumente ist daher indirekte, für das Ordnungsrecht direkte
Verhaltenssteuerung. Neben den ordnungsrechtlichen und den ökonomischen Instrumenten gibt
es noch die so genannten suasorischen Instrumente, die die Informationen und
Wertvorstellungen des Entscheidungsträgers beeinflussen. In diesem Sinne erfolgt ebenfalls eine
direkte Verhaltensänderung wie beim Ordnungsrecht, hierbei aber ausschließlich intrinsisch
motiviert. Abbildung 1 verdeutlicht die Steuerungswirkung der drei beschriebenen Instrumente
noch einmal. Selbstverständlich ist die Zuordnung eines konkreten Instrumentes unter einen der
drei Typen nur bedingt möglich. So wird eine Wirkung des Rechtes mit dem Einfluss auf
geänderte Wertvorstellungen (‚suasorisch’) begründet (Engel 2001). Auch der Übergang
zwischen ordnungsrechtlichen und ökonomischen Instrumenten ist fließend. Bezieht z. B. die
von einer Emissionsnorm betroffene Firma die Alternative der Normverletzung inklusive einer
möglichen Sanktion in das Auswahlkalkül ein, so ist der Anreiz der Sanktion eher
entscheidungsrelevant, als dass der ordnungsrechtliche Grenzwert das Verhalten steuert
(Michaelis 1996, vgl. Gawel 1993).

Ökonomische Instrumente 11
indirekt
Steuerung von
Entscheidungen
Ökonomische
Instrumente
Abbildung 1: Verhaltenssteuerung umweltökonomischer Instrumente
Die Honorierung ökologischer Leistungen baut als ökonomisches Instrument auf dem
Rationalitätskonzept auf. Mit den positiven Anreizen sollen die Entscheidungen bzgl. der
Alternativen beeinflusst werden. Es gibt auch bei den ökonomischen Instrumenten eine Vielzahl
von möglichen Systematisierungen (u.a. Baumol & Oates 1988, Pearce & Turner 1990, Cansier
1993, Michaelis 1996, vgl. auch für agrarumweltpolitische Instrumente Ewers & Hassel 2000).
Eine systematische Gegenüberstellung der verschiedenen ökonomischen Instrumente (von
Abgaben bis Zertifikaten) kann jedoch unterbleiben, steht im Mittelpunkt dieser Arbeit doch
keine rationale Wahl oder Bewertung ökonomischer Instrumente, sondern die
‚Binnenrationalisierung’ eines bestimmten ökonomischen Instrumentes – also dessen effizienter
Einsatz und effiziente Ausgestaltung.
Von Interesse für die Charakterisierung der Honorierung ökologischer Leistungen ist jedoch eine
Typisierung im Hinblick auf den jeweiligen „allokationstheoretischen Anspruch“, der hinter den
Instrumenten liegt (vgl. Hampicke 1996: 40).
3.1.2 Pigou-Instrumente
Steuerung
intrinsischen und
extrinsischen
Verhaltens
Ordnungsrechtliche
Instrumente
direkt
Steuerung
intrinsischen
Verhaltens
Suasorische
Instrumente
Mit Pigou-Instrumenten (Ansatz nach Pigou 1978) wird die vollständige Internalisierung von so
genannten externen Effekten angestrebt, indem die Höhe des gestifteten Schadens/Nutzens
möglichst genau erhoben und diese Summe seinem Verursacher in Rechnung gestellt wird

12 Kapitel 3
(Hampicke 1996). Das Ziel von Pigou-Instrumenten ist es, private und soziale Kosten/Nutzen in
Einklang zu bringen. Wirtschaftssubjekte sollen ihre Entscheidungen unter Berücksichtigung der
gesamten Kosten und Nutzen ihrer Handlung treffen, also positive und negative externe Effekte
in das private ökonomische Kalkül mit einbeziehen. Das Tragen der Verantwortung für die
gesamten Folgen des eigenen Tuns ist auf privaten Märkten (ohne Externalitäten) stets gegeben
(Hansjürgens 2001, vgl. Rationalitätsannahmen Kap. 3.1.1).
Hervorzuheben ist, dass die Bewertung der externen Effekte in monetären Maßen ausschließlich
den am Wirtschaftsprozess beteiligten Parteien obliegt. Es handelt sich also um ein streng
individualistisches Konzept (Hampicke 1996).
Im Idealfall (einer Welt ohne Transaktionskosten) können die externen Effekte durch
individuelle Verhandlungen internalisiert werden (Coase 1960). Ein beliebtes Beispiel für private
Verhandlungslösungen im Bereich der Landwirtschaft stellt der Bauer mit Mutterkuhhaltung
neben einer Gaststätte dar. Die Gastwirtin hat aus Sicht ihrer Rentabilität ein Interesse an der sie
umgebenden ‘Landschaftsidylle’ in Form einer grünen Wiese mit grasenden Kühen und Kälbern.
Wenn die Rentabilität der Mutterkuhhaltung nicht mehr gewährleistet ist, hätte die Gastwirtin ein
Interesse daran, den Landwirt für die ‘Landschaftsidylle’ zu bezahlen. Durch individuelle
Verhandlungen könnte ein Preis für die ‘Landschaftsidylle’ vereinbart werden. Natürlich wird
der Landwirt nur dann darauf eingehen, die ‘Landschaftsidylle’ zu produzieren, wenn der Preis,
den er dafür erhält, ein rentables Wirtschaften zulässt. Ist die ‘Landschaftsidylle’ der Gastwirtin
nicht so viel wert (ist das Gut ‘Landschaftsidylle’ also nicht knapp genug) wird der Landwirt die
Mutterkuhhaltung aufgeben.
An diesem Beispiel wird deutlich, dass so genannte ‚externe Effekte’ erst dann eine Rolle
spielen, wenn die dadurch erzielten Nebenwirkungen (im obigen Fall die Landschaftsidylle)
knapp sind. Von daher fragen sich Scheele & Isermeyer zu Recht: „wann überhaupt
definitionsgemäß positive ‚externe Effekte’ vorliegen. Solange Nebenwirkungen produktiver
Tätigkeiten in ausreichender Menge vorhanden oder einfach noch nicht Gegenstand
ökonomischer Kalküle sind, haben sie einen Preis von 0,00 DM, womit der Betrag des ‚externen
Effektes’ ebenfalls mit 0,00 DM anzusetzen wäre. Haben Kuppelprodukte hingegen einen Preis,
sind sie also Gegenstand ökonomischer Kalküle, sind die Kriterien gängiger Definitionen
‚externer Effekte’ nicht mehr erfüllt – es geht vielmehr um die zielgerichtete Nachfrage nach
knappen Gütern, die im Rahmen zielgerichteter Wirtschaftsaktivitäten bereitgestellt werden“
(Scheele & Isermeyer 1989: 105). Externe Effekte können weitaus besser mit Hilfe der Theorie
der öffentlichen Güter und der Theorie der property rights erklärt werden. Betrachtet man die

Ökonomische Instrumente 13
‘Landschaftsidylle’ von Anfang an als öffentliches Gut, so ist klar, dass dieses erst dann einen
positiven Preis hat, wenn es knapp ist. Solange das Gut ‘Landschaftsidylle’ nicht knapp ist,
liegen positive Wohlfahrtseffekte vor, für die kein Anspruch auf Zahlung besteht. Das Problem
der externen Effekte ist das der knappen Güter, die aufgrund fehlender Institutionen nicht
nachgefragt werden und für die keine Eigentumsrechte vorhanden sind (vgl. i.d.S.
Schanzenbächer 1995), also nichts anderes als das der knappen öffentlichen Güter. Dies trifft
ebenfalls auf die so genannten negativen externen Effekte als ‚schädigende Nebenwirkung’ zu.
„Konkurrierende Verwendungen öffentlicher Umweltgüter sind die Ursachen für externe
Effekte; externe Effekte sind eine Folge der nicht gelösten Konkurrenz von Verwendungen“
(Siebert 1976: 7).
„Welcher Aspekt der Umweltgüterbereitstellung auch immer betrachtet wird – überall zeigt sich,
dass die Problemlösung im Bereich des Angebotes öffentlicher Güter, deren Erforderlichkeit im
politischen Raum artikuliert wird, liegt“ (Scheele & Isermeyer 1989: 106). Pigou-Instrumente
können demnach auch so definiert werden, dass mit ihrer Hilfe im Idealfall alle knappen
öffentlichen Güter so in das wirtschaftliche Kalkül einbezogen werden, dass der Gesamtnutzen
aller maximiert wird. Damit nimmt die Frage nach der Ermittlung der Knappheit öffentlicher
Güter eine zentrale Stellung ein, da sich Marktpreise als Ausdruck der Knappheit lediglich in
seltenen Fällen einstellen.
Wenn sich, wie bei öffentlichen Gütern, keine Preise auf dem Markt bilden, kann dem z. B.
durch Analysen zur Zahlungsbereitschaft begegnet werden. In den letzten Jahren kam es in
dieser Hinsicht trotz immer noch relativ großen methodischen Problemen zu Fortschritten, so
dass der Internalisierungsansatz wieder an Bedeutung gewonnen hat (Hampicke 1996). Generell
ist die Problematik der Monetarisierung von ökologischen Gütern, also deren individuelle
ökonomische Bewertung, jedoch die hauptsächliche Schranke für den Einsatz klassischer Pigou-
Instrumente.
Mit dem Internalisierungsansatz, also der Einbeziehung aller knappen öffentlichen Güter in das
ökonomische Kalkül (und keinen sonstigen verzerrenden Umständen), kann die Ökonomie einen
optimalen Zustand beschreiben. Die Frage nach gesellschaftlichen Zielen kann dieser Ansatz mit
einem aus ökonomischer Sicht optimalen, allokativen Zustand, dem des Pareto-Optimums,
beantworten (Hampicke 1996). Im Pareto-Optimum muss die Nutzenverteilung (Distribution)
noch bestimmt werden. „Insofern liefert die Pareto-Theorie ein Effizienzkriterium (Pareto-
Kriterium) bei noch offener Verteilung. Pareto-effiziente Konkurrenzgleichgewichte sind bei
alternativen Verteilungen möglich. Eine soziale Bewertung ist nötig und möglich. Der Staat ist

14 Kapitel 3
gefordert, dem Aspekt der sozialen Gerechtigkeit Rechnung zu tragen. Zudem kann eine faire
(gerechte) Verteilung vom Markt allenfalls dann erwartet werden, wenn gleiche Startchancen,
faire Spielregeln (Wettbewerb) und wirtschaftliche Stabilität gewährleistet sind (Bartmann
1996). „Das Pareto-System besitzt einen Freiheitsgrad, der prinzipiell durch eine exogene
(gesellschaftliche) Verteilungsentscheidung geschlossen werden muss“ (ebd. 1996: 25) (vgl.
Kap. 5.6.2.1).
3.1.3 Baumol-Instrumente
Die hohen Anforderungen an die Monetarisierung öffentlicher Güter im Rahmen einer
vollständigen Internalisierung führte zu einer scheinbar eleganten „dem Münchhausen-Prinzip
allerdings nicht ganz unverdächtigen“ Art und Weise, sich aus der Affäre zu ziehen, indem die
Zielfrage schlicht zu einer „außerökonomischen Entscheidung“ erklärt wurde (Ewers & Hassel
2000: 33). Baumol und Oates (1971, 1988) entwickelten ein neues Instrument, den „Standard-
Preis-Ansatz“, der keine Monetarisierung der externen Effekte bzw. öffentlicher Güter erfordert
(Hampicke 1996). Der Standard-Preis-Ansatz geht von einem politisch vorgegebenen
Umweltziel aus und beschränkt sich auf die Frage, wie man dieses Ziel kostenminimierend
erreichen kann. „Anstatt sich um einen interdisziplinären Diskurs über Schutzgüter, Umweltziele
und Trade-Off-Relationen bei der Zielbestimmung zu bemühen, wird quasi uneingeschränkt dem
Primat anderer Disziplinen das Wort geredet“ (Ewers & Hassel 2000: 33 f.). Es wird in diesem
Sinne „ein besonderer Neutralitätsanspruch“ verfolgt: „Man empfehle keine Ziele, sondern
erhöhe Vernünftigkeit bei ihrer Verfolgung; man sage nicht, was wertvoll sei, sondern wie man
das, was tatsächlich für wertvoll gehalten (‚präferiert’) wird, am besten erreiche“ (Lübbe 1999:
15) 4 .
Ein Baumol-Instrument kann z. B. wie folgt aussehen: Verursacht die Landwirtschaft zu viele
Schäden durch hohen Stickstoffgebrauch, kann eine Abgabe pro Kilogramm Stickstoff
(Stickstoffsteuer) erhoben werden. Diese Abgabe steht in keinem Zusammenhang zu dem
monetären Wert des damit geschädigten öffentlichen Gutes (z. B. Schädigung der Gewässer
4 “Zumindest heutige Anhänger einer dogmatisch erstarrten Art von ‘wertneutraler Wissenschaft’ könnten sich mit
Rawls’/Ross’/Frankenas Deontologie mit Gewinn befassen. Die Letztgenannten messen der wertneutralen
Zweckmäßigkeit ebenso wie Kant nur einen niederen Rang zu. Letzterer zu dem, wie er ihn nannte, ‚Imperativ der
Geschicklichkeit’: ‚Ob der Zweck vernünftig oder gut sei, davon ist hier gar nicht die Frage, sondern nur was man
tun müsse, um ihn zu erreichen. Die Vorschriften für den Arzt, um einen Mann auf gründliche Art gesund zu
machen, und für einen Giftmischer, um ihn sicher zu töten, sind insofern von gleichem Wert, als eine jede dazu
dient, ihre Absicht vollkommen zu bewirken’ (Kant 1961: 59)“ (Hampicke 1992: 49).

Ökonomische Instrumente 15
durch Eutrophierung), sondern erfüllt eine Anreiz- und Lenkungsfunktion. Verhalten sich alle
Emittenten in rationaler Weise und unterliegen sie alle demselben Abgabensatz, so sind die
gesamten Emissionsvermeidungskosten in der Wirtschaft in Bezug auf den gesetzten Standard
minimiert. Die Baumol-Lösung wäre effizient. „Die Wirksamkeit einer solchen Abgabe ist eine
Funktion der jeweiligen Preiselastizitäten der Nachfrage nach Inanspruchnahme des Immissions-
Belastungsspielraumes, so dass die Umsetzung der Maßnahmen eingehende Kenntnisse über die
Reaktionsweisen der Angesprochenen voraussetzen sollte“ (Hampicke 1996: 42, vgl. auch Ewers
& Hassel 2000). Im Hinblick auf die Berücksichtigung ökologischer Zusammenhänge ist
hervorzuheben, dass in einem Gebiet mit gleichem Regelungsraum (z. B. Abgabesatz)
substituierbare Bedingungen vorliegen müssen. Ist das umweltpolitische Ziel eine Verminderung
der Emission von Stickstoff um 50 % im Abgabengebiet, so darf es für die Effektivität
(ökologische Wirkung) keinen Unterschied machen, wo die Emission verringert wird. Die
möglichen Allokationen müssen einander ‚ökologisch äquivalent’ sein und dies in räumlicher,
zeitlicher und sachlicher Dimension (vgl. u.a. Michaelis 1996, SRU 1994, Huckestein 1993).
Da es aber bei der Betrachtung von ökologischen Zusammenhängen aufgrund der Heterogenität
gerade in vielen Fällen auf das ‚wo’, das ‚wann’ und das ‚wie’ ankommt, ist die
Einsatzmöglichkeit von Baumol-Instrumenten jeweils kritisch zu prüfen. Sie sind effizient, wenn
die Orte der geringsten Vermeidungskosten mit denen der höchsten ökologischen Effektivität
übereinstimmen. Dieser Aspekt wird ausführlich im Kapitel zur räumlichen Äquivalenz erläutert
(Kap. 6.3.4.1).
Neben dem oben beschriebenen Problem der ‚ökologischen Äquivalenz’ ist die qualitativen und
quantitativen Festlegung der Standards essentielle Voraussetzung für den effizienten Einsatz.
Der Standard wird im politischen Raum festgelegt und hat im Gegensatz zum Pigou-Ansatz eine
starke ‚kollektivistische’ Komponente (vgl. Hampicke 1996). Die Probleme, die mit dieser
Standardfestlegung verknüpft sind, werden an späterer Stelle im Kapitel 6.3.5 vertieft behandelt.
Der Ansatz nach Baumol & Oates (1971) wird bisher im politischen Raum überwiegend im
Zusammenhang mit Abgaben diskutiert. Die Honorierung ökologischer Leistungen in politisch
bestimmter Höhe ist jedoch eine folgerichtige Verallgemeinerung des von den Autoren
vorgeschlagenen Standard-Preis-Ansatzes (vgl. SRU 1996).

16 Kapitel 3
3.2 Anwendung des Verursacherprinzips bei ökonomischen Instrumenten
Beim Einsatz aller umweltpolitischen Instrumente werden zumindest implizit Eigentumsrechte
(property rights) verteilt (ausführlich Kap. 5). Eine umweltökonomische Diskussion kommt
daher heutzutage nicht mehr ohne die Theorie der property rights aus. Eine zentrale Aussage der
Theorie der property rights ist, dass sich alle Ökonomie letztlich nicht auf knappe Güter bezieht,
sondern auf die Eigentumsrechte an diesen knappen Gütern (Lerch 1996: 64). Für den
ökonomischen Wert eines knappen Gutes ist nicht die physische Beschaffenheit, sondern die
damit verbundene Nutzungsmöglichkeit entscheidend (vgl. Demsetz 1967: 347). Bei der
Anwendung des Verursacherprinzips im Rahmen der umweltökonomischen Instrumente wird die
Bedeutung der Eigentumsrechte überdeutlich.
Das Verursacherprinzip kann als Heuristik für eine am Ziel der Wohlfahrtsmaximierung
orientierte Lenkung individueller Handlungen charakterisiert werden (Suchanek 2000: 67).
Das Verursacherprinzip ist zweifellos jenes Prinzip, das am stärksten Eingang gefunden hat in
die faktische Umweltpolitik (Suchanek 2000: 68). Es spielte bereits im ersten Umweltprogramm
der Bundesregierung eine entscheidende Rolle (Bundesregierung 1971: 6) 5 . International wurde
das Verursacherprinzip 1972 vom Rat der OECD als Teil eines Paktes von Leitsätzen
angenommen, die sich auf die wirtschaftlichen Aspekte der Umweltpolitik in internationaler
Sicht bezogen. 1974 wurde es vom Rat der OECD ausdrücklich bekräftigt als „Fundamentaler
Grundsatz der Kostenzurechnung für die Verhütung und Bekämpfung von
Umweltverschmutzung“, bevor es dann in der Einheitlichen Europäischen Akte (1987), im
Vertrag von Maastricht (1992) und in der Erklärung von Rio (1992) auf breiter Basis verankert
wurde. In den OECD-Leitsätzen von 1972 wird festgelegt, dass der Grundsatz, der bei der
Zurechnung der Kosten für die Umweltschutzmaßnahmen angewendet wird und eine rationelle
Verwendung der knappen Naturgüter fördert und Verzerrungen in den internationalen
Handelsbeziehungen und Investitionen verhindern sollte, das so genannte Verursacherprinzip ist.
Nach diesem Prinzip sollte der Verursacher die Kosten der Durchführung der vorerwähnten
Maßnahmen, die vom Staat im Interesse einer annehmbaren Umwelt erschlossen werden, selbst
tragen. Mit anderen Worten, die Kosten dieser Maßnahmen sollten sich in den Preisen der Güter
und Dienstleistungen niederschlagen, die durch ihre Produktion und/oder ihren Verbrauch
Umweltschäden hervorrufen. Diese Maßnahmen sollten nicht mit Subventionen verbunden sein,
5 zur aktuellen Bedeutung als Leitprinzip der Umweltpolitik vgl. Artikel 34 Einigungsvertrag (EV) (i. V. m. Art. 45
Abs. 2 EV) und Art. 130r Abs. 2 EG-Vertrag.

Ökonomische Instrumente 17
die zu erheblichen Verzerrungen in den internationalen Handelsbeziehungen und Investitionen
führen würden. Das Verursacherprinzip an sich folgt dem Grundsatz der Nichtsubventionierung
und befürwortet eine Subventionierung nur in Ausnahmefällen (vor allen Dingen in
Übergangsphasen zu strengeren Umweltauflagen) (OECD 1999c).
Die Anwendung dieses Prinzips wird im umweltpolitischen Raum bis heute oftmals viel zu
‚einfach’ interpretiert, denn die Frage, wer als Verursacher angesehen werden soll, ist nicht
trivial. Coase (1960) wies auf die Symmetrie jedes Umweltnutzungskonfliktes hin, welche
verbietet, unzweideutig einen ‚Verursacher’ und einen ‚Geschädigten’ zu identifizieren. Das
Problem ist vielmehr „reziproker Natur“. So fügt ein Landwirt der Gesellschaft einen Schaden
zu, indem er aufgrund der Stickstoffdüngung zu einer Eutrophierung der Gewässer beiträgt,
andererseits verursacht der Staat auch dem Landwirt einen Schaden, wenn er die Unterlassung
der Emission durchsetzt (vgl. Coase 1960: 69). Die Konsequenz daraus ist, „dass man um eine
Entscheidung, was man als Ursache sehen und wen man für verantwortlich halten will, nicht
herumkommt“ (Luhmann 1986/1990: 29).
Ob der Landwirt durch Abgaben als Verursacher für die Schäden aufkommen oder aber der Staat
den Landwirt für die Unterlassung entschädigen muss, hängt davon ab, wer die Eigentumsrechte
am ökologischen Gut hat. Die Frage, nach welchen Kriterien diese Rechte verteilt werden sollen
(Distribution), ist daher sehr grundsätzlicher Art und durchaus umstritten (vgl. Kap. 5.6).
Die Anwendung des Verursacherprinzips bei Pigou-Instrumenten im Sinne der Internalisierung
aller Kosten ist unstrittig, da das Verursacherprinzip weitgehend auf der Argumentationslinie
von Pigou basiert (vgl. Hansmeyer & Schneider 1992).
Wenn das Verursacherprinzip auf Baumol-Instrumente angewendet wird, verschwimmt die
Grenze zwischen Pigou- und Baumol-Instrumenten. Baumol-Instrumente zielen nicht mehr nur
auf den Anreiz und das Lenken eines bestimmten Verhaltens ab. Vielmehr werden die
gesellschaftlichen Ziele wie knappe öffentliche Güter behandelt, mit dem Unterschied, dass diese
nicht einer individuellen sondern einer kollektivistischen Nachfrage entsprechen. Das Problem,
das bei dieser Interpretation auftritt, besteht neben der Zielentwicklung (Bildung der
kollektivistischen Nachfrage nach knappen ökologischen Gütern) vor allen Dingen in der
ökonomischen Bewertung. Für Baumol-Instrumente als ‚bloße’ Anreiz- oder
Lenkungsinstrumente richtet sich die Höhe des Anreizes (ob positiv oder negativ) nach den
Grenzkosten der Vermeidung oder der Produktion. Produzentenrenten bei positiven Anreizen
werden als Mitnahmeeffekte bezeichnet und abgelehnt. Die aktuellen positiven Anreize für

18 Kapitel 3
ökologische Leistungen der Landwirtschaft im Rahmen der Agrarumweltprogramme nach der
VO (EG) 1257/1999 müssen sich z. B. an den Grenzkosten orientieren.
„Die Beihilfen für die Agrarumweltverpflichtungen werden jährlich gewährt und anhand
folgender Kriterien berechnet:
• Einkommensverlust,
• zusätzliche Kosten infolge der eingegangenen Verpflichtung und
• die Notwendigkeit, einen Anreiz zu bieten“ (Artikel 24 Absatz 1 Satz 1
VO (EG) 1257/1999).
Die Durchführungsvorschriften zur Verordnung (EG) 1257/1999 führen zur Anreizkomponente
aus: „Der Anreiz darf 20 % der aufgrund der Verpflichtung anfallenden Einkommensverluste
und zusätzlicher Kosten nicht überschreiten, außer wenn bei einzelnen Verpflichtungen ein
höherer Satz für unerlässlich gehalten wird, um die Wirksamkeit der betreffenden Maßnahmen
sicherzustellen“ (Artikel 18 Satz 2 VO (EG) 1750/1999).
Die Orientierung an den Grenzkosten erweist sich vor dem Hintergrund des effizienten Einsatzes
öffentlicher Mittel als durchaus schlüssig.
Wenn jedoch gesellschaftliche Umweltziele als kollektivistische Nachfrage angesehen werden,
wäre gegen Produzentenrente nichts einzuwenden. Einer „Ökonomisierung“ im Sinne der
„Mobilisierung des Eigeninteresses“ (Gawel 1999) würde eher Vorschub geleistet werden, die
dynamische Effizienz kann erhöht werden. Umweltzielen jedoch diesen Stellenwert
einzuräumen, bedeutet für viele Ökonomen „deren heilige Kuh“, die Konsumentensouveränität,
zu schlachten. „Die Heilige Kuh der Konsumentensouveränität wird mit einem byzantinischen
Rigorosum verteidigt, der bisweilen an den Panzer erinnert, mit dem sich Schizophrene gegen
die vernünftigen Argumente ihrer Umgebung immunisieren“ (Hampicke 1998: 103).
Bei aller Notwendigkeit zu kollektivistischen Entscheidungen im Zusammenhang mit
ökologischen Gütern muss die berechtigte Kritik am Übergang zur Planwirtschaft bei der
Erarbeitung derartiger Ansätze berücksichtigt werden 6 . „Das Hauptproblem besteht in der
6 Eine kleine Anfrage der FDP an die Bundesregierung nach Presseveröffentlichungen zur Festlegung von Zielen
und Indikatoren einer Nachhaltigen Entwicklung illustriert das Spannungsverhältnis dem wirtschaftlich zu
berücksichtigende Umweltziele stets ausgesetzt sind: „Nach ‚Planzahlen’ für die Wirtschaftspolitik erkundigt sich
die FDP-Fraktion in einer Kleinen Anfrage (14/7186). Sie bezieht sich auf einen Pressebericht, wonach eine
Staatssekretärsrunde unter Federführung des Bundeskanzleramtes 27 Schlüsselindikatoren und Ziele für eine

Ökonomische Instrumente 19
Eröffnung eines breiten Spielraums für willkürliche staatliche Bewertungen, so dass ein hohes
Maß an politischer Konsensfähigkeit und -willigkeit sowie Bewertungskompetenz der
verantwortlichen Instanzen vorausgesetzt werden muss“ (SRU 1996: 91). Dass an einen
derartigen politischen Prozess (und an den Willen von Politikern diesen Prozess durchzuführen)
nicht zu hohe Erwartungen gestellt werden können, verdeutlichen Erkenntnisse der Politischen
Ökonomie 7 .
Die Aufteilung der Konsumenten- und Produzentenrente stellt in diesem Zusammenhang ein
sehr ernstes Problem dar, da der Staat als einziger Nachfrager die Preise quasi festlegt 8 . Bereits
bei der Aufteilung der durch Zahlungsbereitschaftsanalysen ermittelten monetären Werte in
Produzenten- und Konsumentenrente weist Hampicke auf das Problem hin, dass „die
Allgemeinheit, wenn sie eine Zahlungsbereitschaft für ein selbstloses Ziel, wie den Erhalt der
Biodiversität, äußert, schon gegenüber dem Verdacht, die Anbieter könnten sich daran
ungerechtfertigt bereichern, empfindlich reagieren“ würde (Hampicke 1996: 121). Dieses
Problem verstärkt sich bei staatlich festgelegten Preisen, bei denen nicht auf derartige
Erhebungen zurückgegriffen werden kann, eher noch.
Werden gesellschaftliche Umweltziele als knappe öffentliche Güter behandelt, ist der einzige
Unterschied zwischen Pigou- und Baumol-Instrumenten der der „Identifizierung“ und
ökonomischen Bewertung von knappen öffentlichen Gütern. Pigou-Instrumente orientieren sich
streng an dem methodologischen Individualismus, während Baumol-Instrumente den faktischen
Schwierigkeiten Rechnung tragen, dass sich die Allokation ökologischer Güter, gerade vor dem
Hintergrund der Nachhaltigen Entwicklung, oftmals unzureichend über individualistische
Marktpreise regeln lässt und daher gesellschaftliche Umweltziele als kollektivistische Nachfrage
anerkennt. Wenn gesellschaftliche Umweltziele von Seiten der Ökonomie als knappe
ökologische Güter anerkannt werden, dann hat auch die Ökonomie mit dem Pareto-Optimum
Nachhaltige Entwicklung formuliert habe. Die Abgeordneten wollen wissen, welcher konkrete Arbeitsauftrag dieser
Staatssekretärsrunde zu Grunde lag, welche Schlüsselindikatoren mit welchen quantitativen Vorgaben im Einzelnen
formuliert wurden und wie die Regierung diese Planindikatoren erreichen will. Auch die Haltung des
Bundesfinanzministeriums und des Bundeswirtschaftsministeriums dazu interessiert die Fraktion“ .
7 Die Neue Politische Ökonomie versucht auf der Basis des methodologischen Individualismus und des darauf
aufbauenden Rationalitätskonzeptes politischer Prozesse zu analysieren (vgl. u.a. Endres & Finus 1997, Franke
1996, Kirsch 1997, Zimmermann 2000).
8 Selbstverständlich kann sich der Staat dabei indirekter und direkter Instrumente zur Erfassung von Präferenzen für
öffentliche Güter bedienen wie Reisekostenansatz, Vermeidungskostenansatz, Hedonistischer Preisansatz,
Contingent Valuation und Marktsimulationen, vgl. z. B. im Überblick Pommerehne & Roemer (1992); vgl. weiter
Angaben in Kap. 4.1.

20 Kapitel 3
wieder eine Antwort auf den idealen gesamtgesellschaftlichen Zielzustand. Der
allokationstheoretische Anspruch der beiden Instrumente könnte sich annähern.
Die Anwendung des Verursacherprinzips in der gesamten beschriebenen Breite spielt in der
aktuellen Agrarpolitik eine entscheidende Rolle und ist gerade für die Honorierung ökologischer
Leistungen der Landwirtschaft der entscheidende ‚Knackpunkt’. Die gesamten
Agrarsubventionen stehen im Zuge der Marktliberalisierung auf dem Prüfstand. Die
Argumentation der EU im Streit um die Beibehaltung bestimmter Förderungen der
Landwirtschaft baut darauf auf, dass die Landwirtschaft nicht subventioniert wird, sondern dass
sie für Leistungen bezahlt wird. Eine ökonomische Leistung ist jedoch an knappe Güter
gebunden, wie Kapitel 4.1 näher erläutert. Der politische Druck durch die WTO-Verhandlungen
spült die ungelösten Probleme zur Frage, was knappe ökologische Güter sind (Frage nach
Umweltzielen!), wieder auf die Agenda der agrarpolitischen und ökonomischen Diskussion. Die
intensiven Bemühungen zur Entwicklung von Umweltindikatoren spiegeln die Aktualität auf
allen gesellschaftlichen Ebenen wider (global bis regional).
Als entscheidender Punkt für die weiteren Betrachtungen kann zusammengefasst werden, dass
nicht bei der Frage stehen geblieben werden kann, was knappe öffentliche Güter sind, sondern
dass die Verfügungsrechte an diesen Gütern geklärt sein müssen, um das Instrument der
Honorierung ökologischer Leistungen anwenden zu können. Unabhängig von der methodischen
Nähe der jeweils konkreten Honorierung ökologischer Leistungen zu Pigou- oder Baumol-
Instrumenten muss sich die Honorierung am Verursacherprinzip orientieren, um sich im Rahmen
des internationalen Liberalisierungsdruckes vom Vorwurf der Subventionierung frei zu sprechen.

Honorierung ökologischer Leistungen als ökonomisches Instrument 21
4 Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft
4.1 Charakterisierung des Instrumentes
Wenn die ‚Honorierung ökologischer Leistungen’ als umweltökonomisches Instrument gefasst
werden soll, so impliziert dies, dass der Begriff ‚ökologische Leistungen’ am Ende aus
ökonomischer und juristischer Sicht operationalisiert sein muss. Die Honorierung stellt ein
Mittel zur Beeinflussung ökonomischer Entscheidungen dar und das Recht (Ordnungsrecht) engt
diesen Entscheidungsspielraum ein und setzt Rahmenbedingungen (ökonomische Regeln) für die
Honorierungen.
Im ökonomischen Verständnis ist eine Leistung eine Aktivität, welche Knappheit lindert, wann
und wo immer diese auftaucht. Eine Leistung ist honorierungswürdig, wenn ökonomische
Verfügungsrechte über das knappe Gut zugunsten des Leistungserbringers definiert sind,
andernfalls muss er sie unentgolten liefern (Hampicke 1996: 72 ff) 9 .
Um eine Aktivität als ökonomische Leistung zu identifizieren, ist demnach zu klären:
1. Welches knappe Gut (einschließlich Dienstleistung) wird von der Aktivität beeinflusst?
2. Hilft die Aktivität die Knappheit zu verringern?
3. Besitzt der Leistungserbringer die ökonomischen Verfügungsrechte an dem knappen Gut
(Frage der Honorierungswürdigkeit)?
Diese drei Fragen als Ausgangspunkt nutzend, soll sich der ‚honorierungswürdigen ökologischen
Leistung’ schrittweise genähert werden.
‚Ökologische Leistung’ wird als Präzisierung des ökonomischen Leistungsbegriffs aufgefasst,
indem das Gut, dessen Knappheit durch die Art der Leistung gelindert werden soll, zur
Konkretisierung herangezogen wird.
Dem Wortsinn nach handelt es sich um eine Verringerung der Knappheit eines ökologischen
Gutes oder auch Umweltgutes 10 . Anthropozentrische, utilitaristische und instrumentelle
Bewertungen von Umweltstrukturen führen zum ‚Extrahieren’ der Umweltgüter. Genau dieser
9 Zu den vorhandenen Definitionen von ökologischen Leistungen der Landwirtschaft soll an dieser Stelle auf einige
Literatur verwiesen werden: u.a. Pevetz 1990, Ahrens 1992, Heißenhuber et al. 1994, DAF 1995, Bromley 1997a,
Deutscher Rat für Landespflege 2000.
10 Es stellt damit einen Typus der so genannten NCO (non commodity-outputs) im Ansatz einer multifunktionalen
Landwirtschaft dar. Behind multifunctionality is the idea that agriculture, in addition to producing food and fibre,
produces a range of other non-commodity outputs such as environmental and rural amenities, and food security and
contributes to rural viability (OECD 2001a, vgl. auch Wiggering et al. 2003).

22 Kapitel 4
anthropozentrische, utilitaristische und instrumentelle Blick definiert ‚die’ ökologischen Güter
(vgl. auch Kap. 6.1). Dabei ist es nicht entscheidend, ob es sich um naturbestimmte oder
kulturbestimmte Umweltstrukturen handelt. Vielmehr machen die anthropozentrischen,
utilitaristischen und instrumentellen Bewertungen deutlich, dass kulturhistorisch veränderte
Umweltstrukturen nachgefragt werden.
Der Einsatz zwei verschiedener Fähigkeiten führt zur Produktion ökologischer Güter:
ökosystemare Fähigkeiten als Voraussetzung für die Produktion naturbestimmter
Umweltstrukturen und der Einsatz individueller menschlicher Fähigkeiten für die Produktion
kulturbestimmter Umweltstrukturen. Für kulturbestimmte Güter gilt dabei selbstverständlich,
dass ökosystemare Fähigkeiten in jedem Fall Grundvoraussetzung sind. Bereits Kant 11 wies in
seiner Eigentumsauffassung darauf hin, dass der Mensch allenfalls in seinen Träumen produktiv
sei, „die äußeren Gegenstände der Willkür“ entspringen nicht der Arbeit oder dem Willen des
Produzenten, sondern sind gegeben und können durch Arbeit lediglich modifiziert werden (vgl.
Brandt 1974: 192 in Lerch 1999: 404).
Die Abgrenzung zwischen öffentlichen Kulturgütern und kulturbestimmten ökologischen Gütern
ist graduell. Sie kann sich im Wesentlichen an der Bedeutung der ökosystemaren Fähigkeiten im
Zuge der Produktion der Güter orientieren. Verallgemeinert kann definiert werden: Wenn
ökosystemare Fähigkeiten nur für die zu nutzende Ressource, aber nicht mehr für die eigentliche
Herstellung der Güter notwendig sind, handelt es sich um Kulturgüter. Die individuellen
Fähigkeiten bestimmen die Prozesse zur Herstellung der Güter. Sind jedoch für die Produktion
sowohl individuelle als auch ökosystemare Fähigkeiten notwendig, handelt es sich um
kulturbestimmte ökologische Güter. Beispiel für ein öffentliches Kulturgut sind alte, einer
überholten landwirtschaftlichen Nutzung entstammende Tabakscheunen mit ästhetischem und
kulturhistorischem Wert. Diese unterliegen als Kulturgut dem Denkmalschutz. Ebenfalls einer
überholten landwirtschaftlichen Nutzung entstammende Brenndolden-Auenwiesen mit ihren
seltenen Stromtalarten stellen kulturbestimmte ökologische Güter dar. Bei entsprechender
Nachfrage unterliegen diese dem Naturschutz. Generell soll für kulturbestimmte ökologische
Güter jedoch gelten, dass der Einsatz der menschlichen Fähigkeit sich auf das für die Produktion
der ökologischen Güter minimal Notwendige beschränkt. Es geht also nicht um die Substitution
ökosystemarer Fähigkeiten durch individuelle Fähigkeiten, sondern nur um die notwendige
11 Die skizzierte Eigentumsauffassung Kants bezieht sich auf seine Überlegungen in „Metaphysische Anfangsgründe
der Rechtslehre“ von 1797.

Honorierung ökologischer Leistungen als ökonomisches Instrument 23
Ergänzung. Diese Prämisse baut auf das Bundesnaturschutzgesetz (§ 1 und 2 BNatSchG) auf, in
dem der Erhaltung der Leistungsfähigkeit des Naturhaushaltes höchste Priorität eingeräumt wird.
Es wird damit die „Strategie des Minimalen Eingreifens“ (Roweck 1993, 1995) auch bei
kulturbestimmten Gütern verfolgt. Dieser Aspekt wird in Kapitel 5.2 aufgegriffen.
Beim Einsatz von ökosystemaren Fähigkeiten wird anstatt von Produktion auch von
Regeneration gesprochen. Allgemein bekannt sind so genannte regenerierbare Ressourcen.
Tatsächlich findet hier jedoch nichts anderes statt als eine kostenlose (Re-)Produktion von
ökologischen Gütern. Hierunter sind nicht etwa nur so genannte nachwachsende Rohstoffe zu
verstehen, sondern z. B. auch ein knappes ökologisches Gut wie ‚nitratarmes Wasser’. So
akkumulieren z. B. nährstoffreiche Überflutungsmoore mit ihren Großröhrichten aus Schilf,
Rohrglanzgras oder Wasserschwaden aufgrund ihrer positiven Nährstoffbilanz nicht nur
Kohlenstoff, sondern auch Stickstoff, unterbrechen bzw. beeinträchtigen also den
Stickstoffkreislauf stark. Diese Bilanz kommt dadurch zustande, dass die Bildung organischer
Substanz im Ergebnis der Photosynthese der Pflanzen in intakten Mooren größer ist als ihre
Zersetzung. Bei einer Produktivität dieser Standorte, die mitteleuropäischen Laubwäldern
vergleichbar ist (Succow & Jeschke 1990), kommt es so zur erheblichen Akkumulation 12 . Damit
können diese ökologischen Systeme kostenlos aus ‚nitratreichem Wasser’ das knappe
ökologische Gut ‚nitratarmes Wasser’ (in jedem Fall ‚nitratärmeres’) produzieren.
Auch individuelle Fähigkeiten werden unter bestimmten Umständen kostenlos eingesetzt. Dies
geschieht, wenn die Güter als Nebenprodukte oder auch Kuppelprodukte einer anderen für sich
rentablen Tätigkeit entstehen. „Das Ausmaß des Nebeneffektes ‚Umweltgüterproduktion’ ist
nicht Gegenstand betriebswirtschaftlicher Optimierungskalküle, denn solange die als Neben-
effekt angebotene Menge an Umweltgütern die nachgefragte Menge übersteigt und der
Umweltgüterpreis daher 0,00 DM beträgt, bleibt eine Mehr- oder Minderproduktion des
Umweltgutes ohne Auswirkungen auf das Einkommen des Unternehmers“ (Scheele & Isermeyer
1989: 88). Artenreiche Brenndolden-Auenwiesen sind Beispiel für ein Kuppelprodukt einer
extensiven Grünlandnutzung vor 100 Jahren.
Ökologische Güter sind vom Menschen als nützlich bewertete naturbestimmte oder
kulturbestimmte Umweltstrukturen, die Bedürfnisse befriedigen (vgl. Abbildung 2). Was sind
12 Es konnte ermittelt werden, dass im niedermoorreichen Schleswig-Holstein seit der letzten Eiszeit ca. 13-19
Millionen Tonnen Stickstoff in Form von Niedermoortorfen langfristig den Kreisläufen entzogen wurden (vgl.
Trepel 1996).

24 Kapitel 4
jedoch knappe ökologische Güter? Knappheit an ökologischen Gütern liegt vor, wenn die
Bedürfnisse der Individuen größer sind als ihre Bedürfnisbefriedigungsmöglichkeiten (vgl.
Kobler 2000: 5).
Im Allgemeinen ist ein knappes Gut durch eine Nachfrage gekennzeichnet, die sich bei
funktionierenden Märkten durch einen positiven Preis äußert (Scheele & Isermeyer 1989). Bei
ökologischen Gütern kommt es jedoch i.d.R. nicht zur Bildung von Märkten. Ökologischen
Gütern werden Eigenschaften von öffentlichen Gütern zugesprochen, die den Tausch über den
Markt verhindern.
Öffentliche Güter können gemeinsam genossen werden (joint consumption) und zwar in der Art,
dass damit kein physischer Konsum verbunden ist (grundlegend Samuelson 1954, 1969). Es
besteht keine Rivalität im Konsum (nonrivalry). Nach Musgrave & Musgrave (1976) werden
öffentliche Güter außerdem dadurch charakterisiert, dass kein Ausschluss vom Konsum möglich
ist (nonexcludability). Letzteres Kriterium wird auch als open access bezeichnet (Bromley 1991,
Ostrom 1998). Der open access ist dabei weniger eine Gütereigenschaft als vielmehr eine Frage
der Transaktionskosten des Ausschlusses, also des technologisch oder institutionell möglichen
(Blümel et al. 1986).
Das Kriterium ‚nonrivalry’ trifft jedoch für eine Vielzahl von Nutzungen ökologischer Güter
nicht zu. Tatsächlich würde es selbstverständlich nicht zur viel beschriebenen „tragedy of the
commons“ 13 kommen, wenn keine Rivalität auftritt. Probleme und ‚Tragedies’ stellen ein
Knappheitsproblem von Gütern im Zustand des ‚open access’ dar, deren Konsum durch
Rivalität bestimmt ist. Umweltprobleme haben genau darin ihre Ursache.
Die scheinbare ‚nonrivalry’ hat ihre Ursache bei ökologischen Gütern darin, dass es ohne
ökonomische Anreize zum Einsatz sowohl von ökosystemaren als auch individuellen
menschlichen Fähigkeiten kommt und ökologische Güter kostenlos (re)produziert werden.
Der Verbrauch führt erst dann zur Verknappung von ökologischen Gütern, wenn die kostenlose
(Re)Produktion geringer ist als der Verbrauch (die Nachfrage). Die wirtschaftliche Entwicklung
führt zur Verknappung der ökologischen Güter wenn eine oder eine Kombination folgender
Situation auftritt:
13 vgl. dazu den vielzitierten Aufsatz von Hardin (1968)

Honorierung ökologischer Leistungen als ökonomisches Instrument 25
• Die Nachfrage steigt und die ökosystemaren Fähigkeiten reichen nicht mehr aus, den
Verbrauch durch (Re)Produktion zu ersetzen,
• das Angebot nimmt durch Rückgang (Zerstörung) ökosystemarer Fähigkeiten ab und/oder
• das Angebot nimmt durch Rückgang des Einsatzes an individuellen Fähigkeiten ab, da keine
Koppelproduktion mehr vorliegt.
In den ersten beiden Situationen stellen die Landwirte die bzw. einen Teil der Konsumenten dar,
die ökologische Güter (über)nutzen bzw. ökosystemare Fähigkeiten zerstören (z. B. ökologische
Güter ‚sauberes Grundwasser’ oder ‚artenreiches Kleingewässer’). In der dritten Situation stellen
die Landwirte die Produzenten dar und sind verantwortlich für den Rückgang des Angebots.
Da alle Nutzer Zugang zu den knappen ökologischen Gütern haben (open access als Kriterium
der ökologischen Güter) entwickelt sich keine Marktnachfrage als Ausdruck der Knappheit
dieser Güter (Ausnahme sind Verhandlungslösungen im Sinne von Coase, vgl. Kap 3.1.2). Die
Nachfrage nach ökologischen Gütern muss daher weitgehend vom Staat ausgehen (Hampicke
1996: 124).
Dabei obliegt es der Wissenschaft, „durch aktive Aufdeckung der naturwissenschaftlichen und
ökonomischen Zusammenhänge und durch aktive Aufklärung der Bevölkerung die Grundlagen
für demokratische Entscheidungen zu verbessern und damit einen Beitrag zur
Wohlfahrtssteigerung zu leisten“ (Scheele & Isermeyer 1989: 93).
Tatsächlich stellt die ‚Identifikation’ von knappen ökologischen Gütern und ökosystemaren
Fähigkeiten zur Produktion dieser Güter aufgrund der Komplexität ökologischer Systeme eines
der Hauptprobleme für den Einsatz der Honorierung ökologischer Leistungen dar, wie Kapitel
6.3.5 noch zeigen wird. So können z. B. „entstehende Knappheiten aufgrund unzureichender
Informationen oft nicht bemerkt werden, weil Umwelt- und Gesundheitsschäden mit erheblicher
Zeitverzögerung auftreten. In diesem Fall erweist sich ein Umweltgüterpreis von 0,00 DM im
Nachhinein als zu niedrig“ (Scheele & Isermeyer 1989: 88). Knappheitsverhältnisse öffentlicher
Güter ‚aufzudecken’ und dabei mit Blick auf eine Nachhaltige Entwicklung auch den
‚Schwächsten’ (im Sinne der Möglichkeit ihrer Nachfrage), den künftigen Generationen,
Gewicht zu verleihen, ist vor dem Hintergrund der „Nichtsubstituierbarkeit“ vieler Umweltgüter
die größte Herausforderung unserer Zeit 14 .
14 zum Problem der Berücksichtigung künftiger Generationen ausführlich Hampicke (1999)

26 Kapitel 4
Dem Staat stehen idealtypischer Weise zwei Wege offen, knappe ökologische Güter zu
identifizieren. Damit wird der Kreis zu den in Kapitel 3.1 beschriebenen zwei wesentlichen
Typen von ökonomischen Instrumenten geschlossen:
• der rein individualistische Weg im Sinne von Pigou, der mit einer Monetarisierung der
ökologischen Güter und mit der Feststellung der Zahlungsbereitschaft der am
Wirtschaftsprozess beteiligten Parteien verbunden ist (vgl. Kap. 3.1.2),
• der kollektivistische Weg im Sinne der Entwicklung rationaler Ziele als ‚Stellvertreter’ für
fehlende oder aus methodischen Gründen nicht zu erhebende individualistische Nachfrage
und Festsetzung der Preise (vgl. Kap. 3.1.3).
Trotz der Fortschritte der Monetarisierung von ökologischen Gütern 15 gibt es methodische 16 und
sachliche Grenzen 17 .
Knappe ökologische Güter müssen daher überwiegend indirekt als gesellschaftliche Umweltziele
‚identifiziert’ werden. Gesellschaftliche Umweltziele als Ausdruck knapper ökologischer Güter
sind Voraussetzung für ökonomisches Handeln zur Bewältigung der Umweltprobleme.
Knappe ökologische Güter sind individuell oder gesellschaftlich als Umweltziele nachgefragte
Umweltstrukturen (vgl. Abbildung 2a). Die Verknappung von ökologischen Gütern hat ihre
Ursache in veränderten wirtschaftlichen Rahmenbedingungen, die zum Rückgang des Angebots
und/oder zur Steigerung der Nachfrage führen. Da die ökologischen Güter durch so genannten
open access gekennzeichnet sind, werden Angebot und Nachfrage nicht durch
Marktmechanismen aufeinander eingestellt. Die Nachfrage ist ohne zielgerichtete Bereitstellung
der ökologischen Güter nicht (mehr) zu befriedigen. Es kommt zur weiteren Verknappung der
ökologischen Güter. Knappe ökologische Güter werden als Umweltprobleme bezeichnet.
Wie oben beschrieben, besteht eine ökonomische Leistung darin, diese Knappheiten zu
beseitigen. Dabei gibt es ausgehend von den Ursachen der Verknappung zwei ‚Schrauben’, an
denen gedreht werden kann:
15 Übersicht zu den unterschiedlichen Ansätzen z. B. Pommerehne & Roemer 1992; zur direkten Präferenzerfassung
im Bereich Naturschutz durch Contingent Valuation z. B. Jakobsson & Dragun 1996, Degenhardt et al. 1998,
Degenhardt & Gronemann 2000
16 zu den methodischen Problemen z. B. Degenhardt & Gronemann 1998, Schneider 2001
17 zu den sachlichen Grenzen z. B. Hampicke 1998, Seidl & Gowdy 1999, Schneider 2001

Honorierung ökologischer Leistungen als ökonomisches Instrument 27
1. Die Nachfrage muss sich dem möglichen Angebot anpassen.
2. Das Angebot muss entsprechend der Nachfrage erhöht werden.
Zu 1.) Der begrenzende Faktor für die Angebotsseite der ökologischen Güter sind die
ökosystemaren Fähigkeiten, die natürlicher Weise begrenzt sind. Die Überbeanspruchung dieser
Fähigkeiten führt zur Verknappung der ökologischen Güter. Das Angebot kann aufgrund der
‚natürlichen Begrenzung’ nicht beliebig entsprechend der Nachfrage erhöht werden. Eine
‚ökologische Leistung’ besteht demnach darin, die Nutzung, also die Nachfrage, so zu
begrenzen, dass die ökosystemaren Fähigkeiten wieder ausreichen, die verbleibende Nachfrage
dauerhaft zu befriedigen.
Zu 2.) Der Rückgang auf der Angebotsseite kann entsprechend den notwendigen Fähigkeiten zur
Produktion der ökologischen Güter zwei Ursachen haben. Die ökosystemaren Fähigkeiten
nehmen ab oder die individuellen Fähigkeiten werden nicht mehr in ausreichendem Maße
eingesetzt (vgl. Abbildung 2b). Liegt die Ursache im Rückgang der ökosystemaren Fähigkeiten,
kann eine Angebotserhöhung nur durch die Begrenzung der Nutzung ökosystemarer Fähigkeiten
(verstanden als infrastrukturelle Umweltstrukturen und Prozesse) erreicht werden. Die
Begrenzung der Nutzung muss derart gestaltet werden, dass die ökosystemaren Fähigkeiten
wieder ausreichen, das orginär nachgefragte ökologische Gut zu produzieren. Liegt die Ursache
für die Verknappung des ökologischen Gutes jedoch im Rückgang des Einsatzes individueller
Fähigkeiten, würde die Umkehrung, das heißt der gezielte Einsatz dieser individuellen
Fähigkeiten zur ‚Entknappung’ führen.
Eine Ökologische Leistung besteht folglich darin (vgl. Abbildung 2c),
• die Nachfrage nach ökologischen Gütern und notwendigen infrastrukturellen Gütern derart
zu begrenzen, dass die ökosystemaren Fähigkeiten ausreichen, die Nachfrage dauerhaft zu
befriedigen oder
• individuelle Fähigkeiten gezielt zur Produktion ökologischer Güter und damit zur Erhöhung
des Angebots einzusetzen.

28 Kapitel 4
individuelle
Fähigkeiten
Ökologische Privat-/und
Gemeingüter
gezielter Einsatz
individueller
Fähigkeiten
Knappe ökologische Güter
Angebot nimmt ab
Ökologische Leistungen
Abbildung 2: Ökologische Leistungen der Landwirtschaft als gezielte Antwort auf Verknappung
ökologischer Güter ( a) ‚Identifizierung’ ökologischer Güter b) Verknappung ökologischer Güter c) ökologische
Leistungen als gezielte Antwort auf die Verknappung)
Eine Honorierung dieser Leistung soll dann stattfinden, wenn der Leistungserbringer die
Eigentumsrechte an den Fähigkeiten zur Produktion ökologischer Güter zugesprochen
bekommen hat. Besitzt der Leistungserbringer die Eigentumsrechte nicht, muss die Leistung
kostenlos erbracht werden. Die Zuteilung der Eigentumsrechte nimmt die zentrale Stellung bzgl.
des Einsatzes der Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft ein und wird
ausführlich in Kapitel 5 behandelt.
Nachfrage nimmt zu
Öffentliche Ökologische Güter
kulturbestimmte
Umweltstrukturen
(Kuppelprodukte)
gezielter
Nutzungsverzicht
Änderung der sozioökonomischen
Rahmenbedingungen
naturbestimmte
Umweltstrukturen
ökosystemare
Fähigkeiten
Knappheit wird
kompensiert durch
ökologische Leistungen
Knappheit durch
Rückgang des Angebots
oder
Anstieg der Nachfrage
wird nicht mehr
kompensiert
Knappheit wird
kompensiert durch:
individuelle Fähigkeit bei
den Kuppelprodukten und
ökosystemare Fähigkeit
bei naturbestimmten
Strukturen

Honorierung ökologischer Leistungen als ökonomisches Instrument 29
Die Honorierung ökologischer Leistungen kann je nach Ausgestaltung sowohl den Charakter
eines Pigou- als auch eines Baumol-Instruments haben sowie eine Mischform beider darstellen.
Die Eigentumsrechte müssen jedoch bei Berücksichtigung des Verursacherprinzips bei allen
umweltökonomischen Instrumenten, also auch bei ‚klassischen’ Baumol-Instrumenten, das
Vorzeichen des Anreizes bestimmen (vgl. Kap. 3.2). In diesem Sinne spiegeln Anreize, deren
Höhe zwar nicht aufgrund des monetären Wertes des knappen Umweltgutes ermittelt wurde,
trotzdem die Verfügungsrechte an der Fähigkeit zur Produktion des knappen Umweltgutes
wider. Positive Anreize sollten nur eingesetzt werden, wenn der Leistungserbringer über die
Eigentumsrechte an den Fähigkeiten verfügt. Ist dies nicht der Fall, handelt es sich um
Subventionen, die bei Berücksichtigung des Verursacherprinzips kategorisch von Honorierungen
zu unterscheiden sind. Subventionen in diesem Verständnis sind „Staatsleistungen an Private,
insbesondere Unternehmen, denen keine ‚ökonomische’ Gegenleistung entspricht“ (vgl.
instrumentierte Ansätze der Subventionsdefinition bei Rodi 2000: 30 f., Andel 1998: 274). Die
Honorierung und nicht die Subvention ist demnach das Spiegelbild der Abgabe (vgl. Abbildung
3). Subventionen sind keine Instrumente zur Internalisierung von positiven Externalitäten (so
z. B. in Weiland 1999, Thöne 2000), sondern reine Lenkungsinstrumente, die das
Verursacherprinzip nicht berücksichtigen. Damit wird explizit nicht der Definition von
Subventionen gefolgt, die diese wie Hansmeyer „als Geldzahlungen oder geldwerte Leistungen
der öffentlichen Hand an Unternehmen ..., von denen anstelle einer marktwirtschaftlichen
Gegenleistung bestimmte Verhaltensweisen gefordert oder erwartet werden, die dazu führen
sollen, die marktwirtschaftlichen Allokations- und/oder Distributionsergebnisse nach politischen
Zielen zu korrigieren“ (Hansmeyer 1977: 959). Nach dieser Definition könnten Zahlungen nicht
entsprechend dem Verursacherprinzip differenziert betrachtet werden. Eine allgemein
verbindliche Definition der ‚Subvention’ liegt allerdings weder im nationalen noch im
internationalen Raum vor (vgl. Rodi 2000).
Eine Unterscheidung von positiven Anreizen bzgl. der Verteilung der Eigentumsrechte ist jedoch
der entscheidende Schritt, die Honorierung ökologischer Leistungen vom Verdacht der
Subvention zu befreien. Die OECD mahnt immer wieder die Bedeutung der klaren Zuweisung
der Eigentumsrechte als Unterscheidung zwischen Subventionen und Honorierungen an (OECD
1999a). Auch das im Rahmen der Uruguay-Runde 1992 geschlossene Übereinkommen über die
Landwirtschaft betont die Notwendigkeit von Transparenz und nachprüfbaren Kriterien, um
Honorierungen von dem erforderlichen Abbau inländischer Stützungsmaßnahmen auszunehmen.
Subventionen als Lenkungsinstrumente der Agrarumweltpolitik sollen nur in Ausnahmefällen
zum Einsatz kommen und „in transparenter, zielgerichteter und befristeter Form“ umgesetzt
werden (OECD 1999a: 30).

30 Kapitel 4
Abbildung 3: Ökonomische Anreize der Umweltpolitik im Verhältnis zu Eigentumsrechten und dem
Verursacherprinzip
Für die Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft kann abschließend formuliert
werden:
negative
Anreize
Eigentumsrechte nicht beim
Anreizbezieher
Die Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft ist ein umweltökonomisches
Instrument, mit dem Leistungen der Landwirtschaft zur Bereitstellung von individuell oder von
der Gesellschaft als Umweltziele nachgefragten naturbestimmten und kulturbestimmten
Umweltstrukturen honoriert werden, sofern der Landwirt über die entsprechenden
Eigentumsrechte an den Fähigkeiten zur Produktion dieser Güter verfügt. Dabei kann eine
Leistung erbracht werden durch:
• Nutzungsverzicht derart, dass die ökosystemaren Fähigkeiten ausreichen, die
naturbestimmten und kulturbestimmten Umweltstrukturen zu produzieren;
• Einsatz individueller Fähigkeiten derart, dass die knappen kulturbestimmten
Umweltstrukturen gezielt bereit gestellt werden.
4.2 Ergebnis- und maßnahmenorientierte Honorierung ökologischer Leistungen
Die Ökonomie befasst sich mit Maßnahmen zum Umgang mit Knappheiten. „Im Zustand der
Knappheit muss man sich zwischen Alternativen entscheiden, man kann nie alles haben“
(Hampicke 2000b: 4).
positive
Anreize
Abgaben Subventionen Honorierung
Eigentumsrechte beim
Anreizbezieher
Verursacherprinzip
angewendet
Verursacherprinzip
nicht angewendet

Honorierung ökologischer Leistungen als ökonomisches Instrument 31
Dass eine Verteilung (Allokation) knapper Güter durch den idealen Markt effizient möglich ist,
ist nicht nur empirisch bewiesen, sondern auch der Grund für unser Wirtschaftssystem und soll
an dieser Stelle als Axiom stehen.
Die Forderung von Umweltökonomen, das Umweltordnungsrecht nach Möglichkeit durch
ökonomische Instrumente zu ersetzen, zumindest jedoch zu ergänzen, und dadurch Raum für
‚Marktkräfte’ zuzulassen, scheint daher nur konsequent.
Dass viele die dem Markt unterstellte Steuerungswirkung keineswegs für all jenen Instrumenten
gelten, die sich ökonomisch nennen, ist ebenfalls eine Tatsache, die leider in der öffentlichen
politischen Diskussion oftmals unterzugehen scheint. Anders sind z. B. pauschale Rufe nach
Vertragsnaturschutz an Stelle von Naturschutzordnungsrecht nicht zu verstehen. Abgesehen von
der Frage der zugeteilten Verfügungsrechte kommt es wesentlich darauf an, ‚was’ die Verträge
‚wie’ genau regeln bzw. ‚was’ unter den gegebenen Rahmenbedingungen ‚wie’ geregelt werden
kann. Oftmals steckt hinter dem Ruf nach Vertragsnaturschutz weniger eine
Allokationsbegründung (Effizienzsteigerung) als vielmehr eine Distributionsbegründung (vgl.
Kap. 5.6).
Grundgedanken, welche Eigenschaften ökonomische Instrumente besitzen sollten, um sich von
dem regulativen Instrument ‚Ordnungsrecht’ abzugrenzen, fassen folgende Aussagen zu
‚flexiblen Instrumenten’ zusammen: „Im Gegensatz zu regulativen Strategien steuert ein
umweltpolitisches Instrument flexibel, sofern die zu regulierenden Einheiten mit einer
spezifischen Regulierungsantwort auf die individuellen Umstände platziert werden können. Eine
Lösung der öffentlichen Aufgabe ‚Schutz der Umwelt’ bzw. – wirtschaftswissenschaftlich
gewendet – des Lenkungsproblems knapper Umweltgüter kann als flexibel gelten, sofern sie eine
dezentrale Konfliktbewältigung vorsieht, d. h. Umstände des Einzelfalls (Präferenzen, Kosten)
bei den Eingriffsvornahmen berücksichtigt. Aus der Sicht der Normadressaten ergeben sich bei
flexibler Steuerung Freiheitsgrade individueller Normbefolgung. Ein wirtschaftspolitisches
Instrument wirkt darüber hinaus anreizend, soweit der verwendete Allokationsmechanismus dem
Normadressaten ein wirtschaftliches Eigeninteresse an der Verfolgung des staatlichen
Steuerungszwecks vermittelt“ (Gawel 1994: 10).
Eine nähere Betrachtung der beiden wesentlichen Vertragsgestaltungsmöglichkeiten der
Honorierung ökologischer Leistungen verdeutlicht, dass sich aus ökonomischer Sicht bereits
wesentliche Unterschiede aufgrund der ‚Ansatzstelle’ der Honorierung ergeben. Vor dem
Hintergrund ihres Effizienzpotentials werden die ergebnis- und maßnahmenorientierte
Honorierung ökologischer Leistungen näher beleuchtet. Aufgrund dieser Analyse ist eine

32 Kapitel 4
Aussage möglich, welcher der beiden Varianten bei optimalen Ausgangsbedingungen der
Vorrang zu geben ist.
4.2.1 Unterscheidung der ergebnis- und maßnahmenorientierten Honorierung
Es gibt prinzipiell zwei verschiedene Möglichkeiten der Honorierung ökologischer Leistungen
der Landwirtschaft, die oftmals kategorisch gegenübergestellt werden, sich jedoch eher graduell
unterscheiden:
1. ergebnisorientierte Honorierung ökologischer Leistungen,
2. maßnahmenorientierte Honorierung ökologischer Leistungen.
Bei der ergebnisorientierten Honorierung wird die Zahlung direkt an das nachgefragte
ökologische Gut geknüpft. Der Landwirt erhält z. B. eine Zahlung für eine ‚artenreiche
Feuchtwiese’ oder positive Wirkungen auf das ökologische Gut (z. B. Verminderung von
Immissionen, ausführlich in Kapitel 6.3.1). Bei der maßnahmenorientierten Honorierung wird
die Zahlung an Maßnahmen geknüpft, die zur Produktion ökologischer Güter führen. Als
Beispiel kann der Landwirt dafür bezahlt werden, dass er seine Wiese nicht düngt und nur
einmal im Jahr, Ende Juni, mäht.
Aus ökonomischer Sicht ist entscheidend, dass der Landwirt bei der ergebnisorientierten
Honorierung Handlungsalternativen hat. Es ist ihm überlassen, wie er seine Wiese
bewirtschaftet, entscheidend ist, dass die artenreiche Wiese produziert wird. Sein Augenmerk
liegt damit auf dem Ergebnis seiner Arbeit.
Bei der maßnahmenorientierten Honorierung wird dem Landwirt dagegen genau vorgegeben,
welche Maßnahmen er durchzuführen hat. Er hat keine Handlungsalternativen. Der Anreiz der
Zahlung beeinflusst lediglich eine Alternativentscheidung: die vorgegebene Maßnahme
durchzuführen oder nicht 18 . Lediglich an dieser einen Stelle wirkt das ökonomische Prinzip, wird
Entscheidung über ökonomische Anreize beeinflusst. Das Augenmerk des Landwirtes liegt nicht
auf dem Ergebnis seiner Arbeit (vgl. Matzdorf 2004).
18 Wie das Ordnungsrecht (vgl. Gawel 1999: 240, Gawel 1994) nimmt die maßnahmenorientierte Honorierung eine
„Dichotomisierung des umweltallokativen Möglichkeitsraumes“ vor. Die maßnahmenorientierte Honorierung teilt
den ‚Möglichkeitsraum’ in bezahlte und nicht bezahlte Umweltnutzungen. (Das Ordnungsrecht teilt den
‚Möglichkeitsraum’ in erlaubte und nicht erlaubte Umweltnutzungen ein.)

Honorierung ökologischer Leistungen als ökonomisches Instrument 33
Es wurde bereits erwähnt, dass diese beiden Honorierungsarten sich lediglich graduell
unterscheiden. So kann die Produktion eines ökologischen Gutes lediglich eine
Handlungsalternative zulassen. In diesem Fall wäre es vollkommen egal, ob die Zahlung an das
Ergebnis oder die Handlung geknüpft ist (wenn sich beide gleich gut überprüfen lassen, vgl.
unten).
Die Handlungsalternativen sind jedoch das entscheidende ökonomische Kriterium, wie Kapitel
4.2.2.2 zeigen wird. „Generell bedeutet die Zunahme des Spezifitätsgrades der Regulierung eine
Quelle potentieller Ineffizienz durch Verkürzung von Freiheitsgraden“ (Gawel 2000: 120) 19 .
Daher wird innerhalb dieser Arbeit die ergebnisorientierte Honorierung von der maßnahmen-
orientierten Honorierung nicht allein anhand der Anknüpfstelle für die Zahlung, sondern auch
auf der Grundlage der dem Landwirt zur Wahl stehenden Handlungsalternativen differenziert
(vgl. Abbildung 4).
Abbildung 4: Unterscheidung von ergebnis- und maßnahmenorientierter Honorierung ökologischer
Leistungen (Quelle: Matzdorf 2004)
Ergebnis- und maßnahmenorientierte Honorierung unterscheiden sich darüber hinaus in der
Ermittlung des Preises für die Leistung.
Bei der ergebnisorientierten Honorierung sollten sich Preise idealtypischer Weise am Wert des
ökologischen Gutes orientieren. Mit der Produktion eines besonders hoch bewerteten
19 „Das Ziel, in Bezug worauf eine äquivalente Allokation im Ermessen des Umweltnutzers verbleibe, gestattet
nämlich bei überproportionaler Spezifizierung des Regulierungseingriffs kaum noch Variationen der Zielerfüllung;
es werden so „limitationale Milieus” geschaffen, die keine Freiheitsgrade der Zielerfüllung mehr vorhalten“ (Gawel
2000: 120). Zu „limitationale Milieus” vgl. auch Gawel (1994: 153 ff.).

34 Kapitel 4
ökologischen Gutes kann der Landwirt bei geringen Kosten einen hohen Preis erzielen, es sind
also Renteneinkommen möglich (vgl. Kap. 3.2).
Maßnahmenorientierte Honorierung orientiert sich am Kostenprinzip. Dabei werden der
Aufwand für die Produktionsfaktoren (Faktorkosten) oder der entgangene Nutzen durch
Bewirtschaftungsauflagen (Kompensationskosten) berechnet (vgl. auch Kap. 3.2). In der gut
nachvollziehbaren Kostenermittlung ist ein wesentlicher Grund dafür zu finden, dass aktuell die
maßnahmenorientierte Honorierung überwiegt. Tatsächlich können durch derartige Preise jedoch
falsche Anreize gesetzt werden, da sie in keiner Verbindung zum Wert des ökologischen Gutes
stehen. Die Bemessung der Prämienhöhe an den Kosten führt darüber hinaus nicht unbedingt zu
Anreizen, diese durch technischen Fortschritt zu senken, wenn damit gleichzeitig die
Honorierung abnimmt.
Es sei jedoch auch hier darauf hingewiesen, dass fließende Übergänge bei der Ermittlung des
Preises für die Leistung (vgl. Kap. 4.1) bestehen können. Nicht zuletzt aufgrund der
Schwierigkeit der Ermittlung bzw. Festlegung der Preise für die ökologischen Güter ist eine
Verknüpfung der ergebnisorientierten Honorierung mit Preisen, die sich eher an den Kosten
orientieren, ersatzweise vorstellbar (vgl. Bedeutung von Transaktionskosten Kap. 5.4.2.).
4.2.2 Potentieller Effektivitäts- und Effizienzvorteil der ergebnisorientierten
Honorierung
Es soll im Folgenden ein Überblick über Effektivität und Effizienz der beiden
Honorierungsansätze bei idealtypischem Charakter dargestellt werden. Dabei handelt es sich
nicht um einen systematischen Vergleich aus ökonomischer Sicht. Ziel ist es vielmehr, die
relative Vorzüglichkeit der ergebnisorientierten Honorierung im Hinblick auf ihr Effektivitäts-
und Effizienzpotential zu verdeutlichen und damit die Begründung (und die Bedeutung) für die
Suche nach ergebnisorientierten Honorierungsansätzen zu liefern.
Die Beurteilungskriterien für den Vergleich der beiden umweltökonomischen Instrumente
werden dabei in Anlehnung an die Klassifikation der OECD (1994b) unterteilt in Kriterien der
ökologischen Effektivität (oder auch Treffsicherheit) und der ökonomischen Effizienz.

Honorierung ökologischer Leistungen als ökonomisches Instrument 35
4.2.2.1 Ökologische Effektivität
Ökologische Effektivität besagt, dass ein Instrument geeignet sein muss, das angestrebte
umweltpolitische Ziel wirksam und präzise zu erreichen (statische Inzidenz) und im Zeitverlauf
mindestens nicht zu unterschreiten oder sogar positiv fortzuschreiben (dynamische Inzidenz).
„Wunsch und Wirklichkeit sollen nach erfolgtem Instrumenteinsatz in sachlicher, räumlicher und
zeitlicher Hinsicht übereinstimmen“ (Ewers & Hassel 2000: 135).
Die ökologische Effektivität ist bei der ergebnisorientierten Honorierung höher. Diese
Erkenntnis ist trivial, da die Zahlung an das Ziel geknüpft ist bzw. an Wirkungen (Immissionen),
die näher am Ziel sind (vgl. Kap. 6.3).
Ganz und gar nicht trivial ist die Voraussetzung dafür. Das ‚Ergebnis’, an das die Zahlung
geknüpft ist, muss das Ziel ‚präzise’ abbilden (statische Inzidenz). Ziel ist im Falle der
ökologischen Güter jedoch nicht allein die effiziente Allokation des ‚ökologischen Gutes’ im
Sinne der nachgefragten Umweltstruktur, sondern auch die Erhaltung der ökosystemaren
Fähigkeiten (der Umweltprozesse), die zur Produktion des Gutes notwendig sind (vgl. Kap. 5.2).
Der Erhalt der ökosystemaren Fähigkeit ist für eine anhaltende dynamische Inzidenz
Voraussetzung. Das ‚Ergebnis’ muss demnach präzise ‚die’ Ziele abbilden. Diese triviale
Forderung ist das Problem der ergebnisorientierten Honorierung (vgl. Kap. 6.3.2 und 6.3.5).
Die ökologische Effektivität der maßnahmenorientierten Honorierung ist abhängig von der
kausalen Beziehung von Ziel und Maßnahmen. In Anbetracht der Eigenschaften ökologischer
Systeme ist jedoch ein Kausalnachweis für jede Maßnahme in absehbarer Zeit nicht zu führen
(zum Problem des Kausalitätsnachweises z. B. Fränzle et al. 1993, Breckling et al. 1997,
weiterführend Kap. 6.3.5.1). Von daher kann in der Regel die ökologische Effektivität der
maßnahmenorientierten Honorierung nicht damit überprüft werden, dass die exakte
Durchführung der Maßnahme überprüft wird, sondern die Maßnahmen müssen sich an den
realen Umweltzuständen vor dem Hintergrund gesetzter Umweltziele prüfen lassen. Die
Halbzeitbewertungen der Agrarumweltprogramme der EU-Staaten 20 berücksichtigen diesen
Anspruch (COM 1999a, 2000b, 2002b) und heben sich dadurch von der bis dato gängigen
Evaluierungspraxis ab (vgl. z. B. Zeddies & Doluschitz 1996, COM 1998).
20 Bis zum Ende des Jahres 2003 fand in allen EU-Staaten die Halbzeitbewertung der Entwicklungspläne für den
ländlichen Raum (EPLR) nach einem EU-weit einheitlichen methodischen Rahmen statt.

36 Kapitel 4
4.2.2.2 Effizienz
Bezüglich der Effizienz der beiden Honorierungsarten kann als Ausgangsthese formuliert
werden, dass die ergebnisorientierte Honorierung ökologischer Leistungen effizienter ist als die
maßnahmenorientierte Honorierung. „In der Tat spricht ökonomisch alles für eine
leistungsgerechte Abgeltung. ... Jeder Marktteilnehmer wird für den durch die Nachfrage
determinierten Wert seines Produktes bezahlt, nicht jedoch für die ihm entstandenen Kosten
entschädigt“ (Hampicke 1996: 83, in gleicher Weise SRU 1994, 1996: 90 f.). Aufgrund der
Bedeutung der Vorzugswürdigkeit der ergebnisorientierten Honorierung ökologischer
Leistungen aus ökonomischer Sicht soll an dieser Stelle jedoch eine kurze ‚theoretische
Diskussion’ wesentliche Vorteile skizzieren.
Statische Effizienz liegt vor, wenn die gesellschaftlichen Ziele unter den gegebenen
Rahmenbedingungen mit den geringst möglichen gesamtwirtschaftlichen Kosten erreicht werden
(Michaelis 1996). Statische Effizienz ist erreicht, wenn z. B. alle Stickstoff emittierenden
Landwirte die gleichen marginalen Vermeidungskosten haben. Würde es einen Landwirt geben,
der Stickstoffemissionen zu geringeren Kosten vermeiden könnte, bestehen Möglichkeiten für
Effizienzgewinne, indem bei insgesamt gleich bleibender Menge der Emittent mit
vergleichsweise höheren Vermeidungskosten seine Aktivität ausdehnt, während sie ein Emittent
mit geringeren Vermeidungskosten noch weiter zurücknimmt (vgl. Ewers & Hassel 2000).
Dynamisch effizient ist ein Instrument, wenn es hinreichende Anreize gibt, Innovations-,
Informations- und Motivationsvorteile gegenüber einer staatlichen Planungsinstanz zugunsten
der Zielerreichung zu mobilisieren (Ewers & Hassel 2000: 137, vgl. Michaelis 1996, OECD
1994b). Die Innovationswirkung von umweltökonomischen Instrumenten wird in der Literatur
häufig als das wichtigste Kriterium überhaupt angesehen (vgl. z. B. Kneese & Schulze 1975,
Faber & Stephan 1987) 21 . Gerade vor dem Hintergrund einer Nachhaltigen Entwicklung wird
die Bedeutung der dynamischen Effizienz hervorgehoben (vgl. Lohmann 1999: 18).
Ausgangspunkt der Betrachtungen soll die Unterscheidung der beiden Instrumente bzgl. der
möglichen Handlungsalternativen sein. Aufgrund der Vorgaben der Mittel zur Erreichung des
Umweltziels bei der maßnahmenorientierten Honorierung verschwindet der Vorteil des
ökonomischen Instrumentes gegenüber ordnungsrechtlichen Normen. Der Markt ist dem Plan
gerade deshalb überlegen, weil die Marktteilnehmer dezentral planen können (Engel 1998: 14).
21 zur Bedeutung von Umweltinnovationen vgl. auch Klemmer et al. 1999

Honorierung ökologischer Leistungen als ökonomisches Instrument 37
Vielmehr bestehen zwischen technikorientierten ordnungsrechtlichen Normen (Stichwort: ‚Stand
der Technik’) und maßnahmenorientierter Honorierung große Übereinstimmungen. Die Kritik,
die für individualisierte ordnungsrechtliche Technikvorgaben vorgebracht wird, gilt daher für
maßnahmenorientierte Honorierung in gleicher Weise. „Bei Annahme einer asymmetrischen
Informationsverteilung über die jeweils kostengünstige betriebliche Normerfüllungsalternative
zwischen staatlichem Regulator (bzw. vollziehender Allokationsbehörde) und Umweltnutzer
stehen individualisierte ordnungsrechtliche Technikvorgaben im Verdacht der Ineffizienz, da sie
zieläquivalente, aber kostengünstigere Alternativen der Mittelwahl nicht zulassen oder
behindern“ (Gawel 2000: 114 f.). Im Überblick können folgende Nachteile der
maßnahmenorientierten Honorierung identifiziert werden:
1. Maßnahmenorientierte Honorierung verhindert Eigeninteresse an der Suche und der
Offenlegung von effizienteren Alternativen.
Mögliche Effizienzgewinne einer kostengünstigeren Alternativlösung bleiben oftmals dauerhaft
im Verborgenen, weil die durch maßnahmenorientierte Honorierung geprägte Situation erst gar
nicht zu Such- und Aufdeckungsaktivitäten bei der Realisierung von
Minimalkostenkombinationen anreizt (zur Kritik am Ordnungsrecht in diesem Sinne vgl. z. B.
Gawel 2000: 119, Cansier 1993). Die Landwirte haben keine Veranlassung, sich Gedanken um
effiziente Möglichkeiten der Zielerreichung zu machen, noch mehr, das Ziel der Maßnahme
kann ausgeblendet werden bzw. wird ausgeblendet. Der Anreiz für die Suche nach der besten
Alternative fehlt, da die Landwirte bei der maßnahmenorientierten Honorierung gerade nicht die
Folgen (Umweltwirkungen) falscher Entscheidungen tragen. Damit fehlt ein wichtiger
Grundbaustein des ökonomischen Verhaltensmodells und die Folge kann nur Effizienzverlust
sein (vgl. Kap. 3.1).
2. Maßnahmenorientierte Honorierung führt zur mangelnden dynamischen Anreizwirkung für
Bearbeitungsinnovationen.
Maßnahmenorientierte Honorierung im Sinne von Technikvorgaben kann keinen Ersatz für
individuelle, kreative Lösungen eines Ergebnis bezogen definierten Knappheitskonflikts
darstellen (vgl. i.d.S. Gawel 2000: 119); vor allem die dynamische Effizienz wird so behindert
(z. B. Klemmer 1990, Endres 1994: 131 ff.). Dies ist besonders unter Berücksichtigung der
großen Standortheterogenität und der dadurch notwendigen Unterschiede in der Bewirtschaftung
zu betrachten. Landwirte kennen ihre Flächen besser als jede Behörde und können bei Zulassung
von Freiheitsgraden gezielter einwirken. Bei Vorgabe der Maßnahmen kann dieses Potential
nicht ausgeschöpft werden.

38 Kapitel 4
3. Maßnahmenorientierte Honorierung verstärkt das Problem der Informationsasymmetrien.
Bei der Honorierung ökologischer Leistung handelt es sich um eine vertragliche Beziehung
zwischen Auftraggeber (Staat in Form von Verwaltung) und Auftragnehmer (Landwirt). Der
Auftraggeber kann synonym auch als Principal, der Auftragnehmer als Agent bezeichnet werden.
Bei der Honorierung ökologischer Leistung über Verträge liegt eine Principal-Agent-Beziehung
vor: Mehrere Individuen kooperieren mit dem Ziel der individuellen Wohlfahrtssteigerung
miteinander nach dem Schema von Leistung und Gegenleistung (vgl. z. B. Balks 1995, Richter
& Furubotn 1996).
Die an Honorierungsprogrammen teilnehmenden Landwirte besitzen regelmäßig sowohl vor als
auch während der Programmteilnahme einen Wissensvorsprung gegenüber der auftraggebenden
Verwaltung. Ein Wissensvorsprung vor Vertragsabschluss wird gemeinhin verborgene
Information (hidden information) genannt, während sich ein Handlungsspielraum von
Beauftragten in verborgenen Handlungen (hidden action) äußert (Meinhövel 1999: 13). Die
Ungleichverteilung von Wissen über die Qualität, zuweilen auch Quantität von Gütern und
Dienstleistungen beeinflusst den Vertragsabschluss: Der mehr Wissende besitzt verborgene
Informationen (Meinhövel 1999: 14). Aufgrund der Informationsasymmetrie stellt sich die
Frage, wie leistungsfähige Landwirte bei der Programmteilnahme ‚selektiert’ werden können
und wie verhindert werden kann, dass die Landwirte während der Programmteilnahme gegen die
Interessen des Auftraggebers handeln und sich opportunistisch (moral hazard-Gefahr) verhalten
(Karl 1997: 398). „If the agent has differing preferences to the principal, then the agent faces an
incentive to pursue his own interests. The principal finds it difficult to detect this because
monitoring is costly” (Moyle 1998: 313 f.).
„Das ökonomische Modell hat nur ein Instrument, um die Informationsverteilung zu ändern: Es
muss an das Eigeninteresse dessen heran, der die Information besitzt“ (Engel 2001: 7). Nur wenn
der Landwirt selbst ein Interesse daran hat, die Qualität seiner Leistung offen zu legen, wird das
Problem der Informationsasymmetrie gemindert. Der Landwirt muss ein Eigeninteresse daran
haben, den Zielen des Auftraggebers zu folgen (Rapp 1998, Weikard 1995, Hanf 1993).
Lediglich bei der ergebnisorientierten Honorierung wird ein derartiges Eigeninteresse forciert.
4. Maßnahmenorientierte Honorierung gewährleistet keine Kontinuität.
Die Instrumente zur Honorierung ökologischer Leistungen sind dauerhaft, die
Programmlaufzeiten jedoch kurzfristig angelegt. „Es ist kurios, dass ein Privathaushalt seinen
Garten für 20 Jahre im Voraus einrichtet, dass beim Umgang mit der großen Landschaft jedoch
von der Hand in den Mund gelebt wird“ (Hampicke 1995: 115). Sollen EU- und Bundesmittel in

Honorierung ökologischer Leistungen als ökonomisches Instrument 39
Anspruch genommen werden, so beträgt die Vertragslaufzeit bis auf wenige Ausnahmen fünf
Jahre. Landwirte wollen Planungssicherheit, ohne sich selbst über einen zu langen Zeitraum
binden zu müssen. Von daher sind die meisten Landwirte mit Vertragszeiten von fünf Jahren
durchaus zufrieden, wenn die Planungssicherheit über die fünf Jahre hinaus gegeben ist. Wenig
Anreiz wird jedoch mit derart kurzen Laufzeiten im Hinblick auf den Aufbau eines
„Reputationskapitals“ gegeben 22 (vgl. Hampicke 1995). Ergebnisorientierte Honorierung könnte
Anreize zum Aufbau von Reputationskapital geben, da das Eigeninteresse an einer
kontinuierlichen Teilnahme erweckt wird. Bei maßnahmenorientierter Honorierung besteht
hingegen sogar die Gefahr, dass eine langfristige Teilnahme gerade konterkariert wird. So
besteht bei Extensivierungsverträgen aus wirtschaftlicher Sicht geradezu ein Anreiz aus den
Verträgen auszutreten, wenn diese ökologische Wirkung zeigen. Folgendes Beispiel soll dies
verdeutlichen: Es werden Produktionseinbußen durch reduzierten Stickstoffeinsatz in den ersten
Jahren der Extensivierung durch die ‚N-Nachlieferungsfähigkeit’ des Standortes abgeschwächt
(z. B. Morard & Sanson 1995). Wenn dann die ‚N-Nachlieferungsfähigkeit’ nachlässt, besteht
aus rein ökonomischer Sicht Anlass, wieder intensiv zu wirtschaften und den Standort
‚aufzudüngen’. Es ist unschwer zu erkennen, dass dieses Verhalten konträr zur ökologischen
Effektivität steht. Auch hier muss das Eigeninteresse an der Vertragsverlängerung – das
Eigeninteresse an der ökologischen Effektivität – geweckt werden. Bei der ergebnisorientierten
Honorierung investiert der Landwirt selbst in das Ergebnis, also in die ökologische Wirkung, hat
demnach ein Interesse daran, Verträge zu verlängern, wenn und gerade weil sie Wirkung zeigen.
5. Maßnahmenorientierte Honorierung bietet wenig Anreiz zu kooperativem Handeln.
Gerade die Produktion von ökologischen Gütern bedarf in vielen Fällen kooperativen Handelns
mehrerer Landwirte. Bei der maßnahmenorientierten Honorierung ist das Verhalten der anderen
Landwirte für die einzelnen Wirtschaftsteilnehmer nicht relevant. Es besteht keine Veranlassung
durch gemeinsames Handeln die Effizienz zu erhöhen. Anders ist es bei der ergebnisorientierten
Honorierung. Ist das Ziel z. B. den Nährstoffeintrag in ein anliegendes Gewässer zu minimieren
und die Zahlung wird an den Nährstoffgehalt des Gewässers geknüpft, so dürfte es dem
Landwirt, der durch entsprechende Maßnahmen die Nährstoffimmission in das Gewässer senkt,
nicht egal sein, wenn sein Nachbar ungestört weiterhin direkt bis an das Gewässer heranfährt und
Dünger ausbringt und/oder keine Maßnahmen bzgl. der Bodenerosion unternimmt.
22 „Nimmt ein Betrieb in nicht nur geringfügigem Umfang an Extensivierungsprogrammen teil, so müssen diese
früher oder später die Betriebsorganisation beeinflussen. Irgendwann werden Entscheidungen fällig, welche
dauerhaft binden. Gerade diesen kann man sich bei der heutigen Kurzfrist-Förderung nicht konstruktiv stellen, man
kann sie nur immer wieder aufschieben“ (Hampicke 1995: 116).

40 Kapitel 4
Wahrscheinlich wäre in solchem Fall, dass sich die Anrainer des Gewässers zusammenschließen
und so wirtschaften, dass der ökologische Erfolg eintritt und sie dafür honoriert werden (vgl.
Hampicke 1995, Frey & Blöchliger 1991). Hier wäre ein guter Ansatzpunkt für so genannte
Naturschutzgenossenschaften (vgl. z. B. Hagedorn (Ed.) 2002).
6. Maßnahmenorientierte Honorierung fördert die Eigenmotivation der Landwirte nicht –
intrinsische Motivationen werden nicht gefördert.
Die Zahlungen für Umweltleistungen werden von der Landwirtschaft zum überwiegenden Teil
aktuell im Sinne von Ausgleichszahlungen für Ertragsausfall angesehen. Das Verständnis der
Landwirte gegenüber dem Umweltschutz ist, dass Umweltschutz bzw. Naturschutz einer
Produktion entgegensteht. Dem Selbstverständnis nach sind Landwirte jedoch Produzenten. Eine
deutlichere Umorientierung hin zu einer Produktion von Umweltgütern könnte wesentlich zum
Abbau von Vorbehalten gegenüber dem Naturschutz beitragen und so Ausgangspunkt für
Effizienzsteigerung sein. Die für den Naturschutz erbrachten Leistungen würden als Produkte,
den so genannten NCO (non commodity outputs), von den Landwirten verstanden werden
können. Dieses Verständnis ist Voraussetzung für die Umsetzung des Konzeptes einer
multifunktionalen Landwirtschaft 23 . Erfahrungen mit ergebnisorientierter Honorierung in der
Schweiz bestätigen die positive Wirkung auf die Motivation: „Endlich wird auch mal ein
Resultat belohnt, der Öko-Ausgleich bekommt einen neuen Sinn, es gibt eine Wertschätzung“
(zitiert in Schiess-Bühler 2003: 86).
7. Maßnahmenorientierte Honorierung verteilt Informationsdefizite bzgl. der Ungewissheit
ökologischer Systeme einseitig zu Lasten der Gemeinschaft.
Aufgrund der Komplexität von ökologischen Systemen haftet gezielten Eingriffen in
ökologische Systeme in jedem Fall eine Unsicherheit an, ob die Eingriffe (Maßnahmen) auch
wirklich zielführend sind. Bei der maßnahmenorientierten Honorierung trägt die Gesellschaft
allein das Risiko, unter Umständen ihr Geld umsonst ausgegeben zu haben (ausführlich in Kap.
6.3.5.1, vgl. auch Baur 1998). Zu beachten ist unter dem Aspekt der Risikoverteilung
zweifelsohne, dass risikoaverse Landwirte ergebnisorientierte Verträge, die von unscharfen
Beobachtungen ausgehen und damit mit einem Einkommensrisiko verbunden sind, nicht
abschließen werden (Rapp 1998, Baur 2003). Die Gesellschaft als Nachfrager kann jedoch auch
23 vgl. FN 10

Honorierung ökologischer Leistungen als ökonomisches Instrument 41
bei ergebnisorientierter Honorierung das Risiko durch modellierte ‚Ergebnisse’ übernehmen und
damit die Bereitschaft der Landwirte für Vertragsabschlüsse erhöhen (vgl. Kap. 6.3.5.1 und 8.1).
Unter dem Aspekt der Risikoverteilung sind ergebnisorientierte Verträge prinzipiell für die
Gesellschaft besonders dort interessant, wo der Staat aufgrund der Verfassung die
Teilnahmebedingungen durch Hoheitsgewalt ändern kann. „Die Rechtsordnung ist freier gestellt.
Sie kann die mangelnde Bereitschaft zur Preisgabe der Information mit staatlichem Zwang
überspielen. ... Mit seiner Hoheitsgewalt kann der Staat die Teilnahmebedingung überspielen“
(Engel 2001: 7). Derartige Hoheitsgewalt ist gerade im Verhältnis Landwirtschaft und
Naturschutz an den Stellen von Interesse, an denen dem Staat die Option freigestellt ist, das Ziel
durch Ordnungsrecht oder z. B. über Vertragsnaturschutz zu regeln. Für den gesamten Bereich
der Erschwernis- oder Härteausgleichszahlungen kann das Argument der Risikoverteilung
vorgebracht werden (vgl. Kap. 5.6).
4.2.2.3 Schlussfolgerungen
Unter idealen Bedingungen spricht alles für eine ergebnisorientierte Honorierung (vgl.
Abbildung 5). Diese Art der Honorierung kommt der idealtypischen Charakteristik
ökonomischer Instrumente am nächsten. Eine ergebnisorientierte Honorierung stellt jedoch hohe
Anforderungen an die Vertragsgestaltung, insbesondere an die Operationalisierung bzw.
Rationalisierung der Umweltziele bzw. ökologischen Güter. Daher werden Grenzen derartiger
Vertragsgestaltung relativ schnell erreicht (vgl. z. B. Moyle 1998). Diese Grenzen werden vor
allen Dingen durch die Eigenschaften ökologischer Systeme bestimmt. Die damit verbundenen
Schwierigkeiten, die in Kapitel 6.3.5 verdeutlich werden, veranlassen zu differenzierten
Betrachtungen bzgl. der Bewertung der ergebnis- und maßnahmenorientierten Honorierung
ökologischer Leistungen der Landwirtschaft. Vor diesem Hintergrund kann der Aussage von
Bohm & Russel (1985: 455) zur Instrumentenbewertung nur beigepflichtet werden: „No general
statements can be made about the relative desirability of alternative policy instruments once we
consider such practical complication as that location matters, that monitoring is costly, and that
exogenous change occurs in technology, regional economies, and natural environmental
systems.“

42 Kapitel 4
Gesellschaftliche
Risikoverteilung
Verbesserung der
intrinsischen Motivation
Förderung kooperativen
Handelns
Abbildung 5: Potentieller Effizienzvorteil der ergebnisorientierten gegenüber der maßnahmenorientierten
Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft (Quelle: Matzdorf 2004)
Als Ergebnis der Betrachtungen zum Effektivitäts- und Effizienzpotential kann jedoch
Hampicke vollständig zugestimmt werden: „Zusammengefasst ist die Forderung nach leistungs-
anstatt kostenorientierter Abgeltung leichter erhoben als erfüllt, dennoch ist diese Forderung als
Leitbild voll zu unterstützen“ (Hampicke 1996: 85). Das Konzept sollte anhand der praktischen
Anwendung auf die Möglichkeiten und Grenzen geprüft werden. Dabei kann auf teilweise
jahrzehntelang gemachte Vorschläge aufgebaut werden (z. B. Knauer 1989) und erfolgreich
stattfindende Praxisbeispiele können genutzt werden (vgl. Kap. 4.2.3).
4.2.3 Aktuelle Ansätze einer ergebnisorientierten Honorierung
Die Forderung nach ergebnisorientierter Honorierung wurde seit mehr als zehn Jahren für
ökologische Leistungen der Landwirtschaft aufgestellt (vgl. z. B. Streit et al. 1989, Knauer 1992,
SRU 1996, 2002b, Hampicke 1996, Agra-Europe 2002). Die praktische Anwendung von
ergebnisorientierter Honorierung im Kontext der Förderung von Agrarumweltmaßnahmen ist
jedoch verhalten (vgl. Kap. 7.3.2.6). Im Folgenden werden aktuelle Beispiele für die praktische
Anwendung von ergebnisorientierter Honorierung kurz vorgestellt. Bei allen aktuell
angewendeten Ansätzen handelt es um eine Honorierung ökologischer Leistungen für die
Produktion biotischer Güter.
Förderung des
Eigeninteresses
gegenüber der
maßnahmenorientierten Honorierung
ökologischer Leistungen
Höheres
Innovationspotential
Förderung von
Kontinuität
Abbau von
Informationsasymmetrie

Honorierung ökologischer Leistungen als ökonomisches Instrument 43
4.2.3.1 Schweizer Öko-Qualitätsverordnung (ÖQV)
In der Schweiz haben Zahlungen für eine umweltverträgliche Landwirtschaft seit vielen Jahren
eine im europäischen Vergleich besondere Bedeutung. 1996 wurde per Volksentscheid das Ziel
einer multifunktionalen, nachhaltigen Landwirtschaft in die Verfassung aufgenommen. Im
Bereich der ergebnisorientierten Honorierung hat die Schweiz, nicht zuletzt aufgrund der guten
Haushaltslage, verbunden mit der Möglichkeit, Lösungen unabhängig der ‚EU-
Agrarsubventionsmaschinerie’ zu entwickeln, eine Vorreiterrolle. In einigen Kantonen wurden
bereits Mitte der neunziger Jahre ergebnisorientierte Honorierungen entwickelt (vgl. Hartmann et
al. 2003). Dabei stand von Anfang an die Förderung artenreichen Grünlandes im Fokus. Seit dem
01.05.2001 unterstützt der Bund die Kantone im Rahmen Öko-Qualitätsverordnung (ÖQV) 24
durch eine gezielte Förderung der natürlichen Artenvielfalt mit Finanzhilfen von 70-90 % für
zusätzliche Direktzahlungen.
Ergebnisorientiert honoriert werden die Qualität und die Vernetzung der im Rahmen des
Ökologischen Leistungsnachweis (ÖLN) verpflichtenden ökologischen Ausgleichsflächen. In
der Schweiz sind bereits seit mehreren Jahren alle Direktzahlungen (Flächenprämien) an
bestimmte ökologische Leistungen geknüpft, werden demnach cross compliance-Maßnahmen
angewendet (vgl. Kap. 7.1.4.3). Unter anderem müssen mindestens 7 % der landwirtschaftlichen
Nutzflächen als so genannte ökologische Ausgleichsflächen genutzt werden 25 (Bundesamt für
Landwirtschaft 1998, vgl. auch Gujer 2003). Diese Ausgleichsflächen sind verpflichtend für die
Direktzahlungen, werden jedoch auch finanziell honoriert (Honorierung für die Quantität).
Die Evaluierung zur Qualität der Flächen erbrachte jedoch, dass diese überwiegend artenarm und
nicht genügend vernetzt sind und daher nach fast einem Jahrzehnt Ökoausgleich noch keine
allgemeine Zunahme der Artenvielfalt festzustellen ist (Gujer 2003, Spiess et al. 2002, vgl. auch
Bosshard 1999). Nur 7 % der als Ökoflächen angemeldeten Wiesen entsprechen extensiv
bewirtschafteten, artenreichen Wiesen. Im Mittel erfüllen nur 25 % aller Wiesen im
ökologischen Ausgleich die botanischen Minimalanforderungen betreffend ökologischer Qualität
(Dreier et al. 2002).
24 Die Verordnung über die regionale Förderung der Qualität und der Vernetzung von ökologischen
Ausgleichsflächen in der Landwirtschaft, die Öko-Qualitätsverordnung (ÖQV), trat am 1. Mai 2001 in der Schweiz
in Kraft.
25 3,5 % der landwirtschaftlichen Fläche bei Spezialkulturen

44 Kapitel 4
Vor diesem Hintergrund wurde 1998 das Ökoforum mit einer Machbarkeitsstudie beauftragt, die
dann in die Erarbeitung von Qualitäts- und Vernetzungskriterien mündete 26 . Diese Kriterien
bildeten die Grundlage für die Öko-Qualitätsverordnung (ÖQV), die seit 2001 angewendet wird.
Die technischen Ausführungsbestimmungen zum Anhang 1 der ÖQV sind ausführlich in
Oppermann und Gujer (Hrsg.) (2003: 186 ff.) dargestellt.
Folgende Grundideen stehen hinter der Öko-Qualitätsverordnung (Spiess 2003):
• regionale Zielformulierung,
• regionale Mitverantwortung bei der Finanzierung,
• Zielvorgaben an Stelle von Bewirtschaftungsauflagen,
• Freiwilligkeit der Beteiligung und
• Reversibilität der Maßnahmen.
Als Grundsatz soll der Bund Finanzhilfen an die Kantone für Beiträge an die Landwirte
gewähren für (i) Ökoflächen von besonderer biologischer und ökologischer Qualität und/oder (ii)
die ökologisch sinnvolle Vernetzung von Ökoflächen. Anrechenbar an Finanzhilfe sind dabei
maximal je 500 CHF (€ 333)/ha für biologische Qualität und Vernetzung sowie 20 CHF
(€ 13.30) je Hochstamm-Feldobstbaum und Jahr.
Die ergebnisorientierte Honorierung erfolgt aktuell für die biologische Qualität des Grünlandes
(Ökoflächen). In Abbildung A-1 im Anhang sind die Indikatoren (Arten bzw. ‚Sammelarten’)
und das Bewertungsschema für die Alpennordseite dargestellt.
4.2.3.2 Agrar-Umweltprogramm MEKA II in Baden-Württemberg
Im MEKA II-Programm werden die Landwirte für die Erhaltung und Entwicklung von
artenreichen Wiesen und Weiden honoriert. Als Indikatoren wurden Pflanzenarten definiert, die
den nachgefragten knappen Grünlandtyp widerspiegeln. Dazu wurde ein Katalog von 28 Arten
erstellt, von denen mindestens 4 Arten im Rahmen der Erhebung vorkommen müssen. Der
Kennartenkatalog ist speziell für Baden-Württemberg entwickelt worden und deckt alle
Naturräume von der Rheinebene bis in den Hochschwarzwald und vom Odenwald bis zum
Bodensee ab. Die Kennarten sind nach Standorten differenziert aufgeführt (trockene, frische,
26 Methodik zur Festlegung der Standards vgl. UNA 2001, zum Test der Kontrollierbarkeit vgl. LBL 2000, einen
Überblick zur Genese Pearson 2003

Honorierung ökologischer Leistungen als ökonomisches Instrument 45
feuchte und nasse Standorte sowie Silikatmagerweiden 27 ). Die Erhebung ist standardisiert (vgl.
S. 121). Bei den Wiesenarten handelt es sich um leicht erkennbare, dikotyle Arten. Zusätzlich zu
einer Art Basisförderung für die Erhaltung des Grünlandes (je nach Viehbesatz und
Hangneigung 130 bis 290 €/ha) bekommt der Landwirt für das Vorhandensein von mindestens 4
Kennarten eine Prämie von 50 € /ha. Erste Erfahrungen zum MEKA II sind u.a. in Oppermann &
Briemle (2002) und in Oppermann & Gujer (Hrsg. 2003) veröffentlicht. In Kapitel 7.2.2.6 ist der
aktuelle Anwendungsumfang dargestellt.
4.2.3.3 Einzelprojekte in Zusammenarbeit von Wissenschaft und Praxis
Neben diesen zwei Beispielen für flächenrelevante Honorierung ökologischer Leistungen gab es
in den letzten Jahren verstärkte Bemühungen, derartige Ansätze in Zusammenarbeit von
Universitäten und Praxis zu entwickeln. Der Schwerpunkt liegt auch dabei auf der Honorierung
für artenreiches Grünland. So ist die Entwicklung eines regionalisierten und ergebnisorientierten
Honorierungskonzeptes für ökologische Leistungen der Landwirtschaft Ziel eines
interdisziplinären Forschungsprojektes an der Universität Göttingen. Als Projektregion wurde
der Landkreis Northeim in Südniedersachsen gewählt. Ziel ist es, am Beispiel dieser Region –
zusammen mit lokalen Akteurinnen und Akteuren – ein praxistaugliches ergebnisorientiertes
Honorierungssystem für ökologische Güter zu entwickeln, wobei die potentielle Übertragbarkeit
des Konzeptes auch auf andere Regionen ein wichtiger Aspekt der Arbeit ist (Bertke et al. 2003).
Dabei wird auch hier der Ansatz der Schweiz und von Baden-Württemberg aufgegriffen und die
Honorierung an bestimmte Arten bzw. ‚Sammelarten’ geknüpft (Bertke et al. 2002).
Ebenfalls im niedersächsischen Raum fand ein Forschungsprojekt zur Entwicklung und
Erprobung ergebnisorientierter Honorierung für Grünland statt. Dabei wurde im Projektgebiet
‚Fuhrberger Feld’ die Existenz bzw. Präsenz bestimmter Pflanzenarten als zu honorierendes
Ergebnis (ökologische Leistung) herangezogen. Grundlage dafür war ein Katalog von
Pflanzenarten feuchter sowie trockener bis frischer Standorte. Die Honorierung erfolgte
gestaffelt je nach Anzahl der vorgefundenen Arten in Form eines Erfolgshonorars. Daneben
wurde ein Sockelbetrag für besondere Aufwendungen (Erfassung der Kennarten, Fragebogen
etc.) gezahlt (Brahms 2003).
27 Katalog unter http://www.landwirtschaft-mlr.baden-wuerttemberg.de/mlr/Fachinfo/Ref_65/uebersicht.htm

46 Kapitel 4
Die Landesverwaltung von Nordrhein-Westfalen versucht in Zusammenarbeit mit der
Universität Bonn, die Möglichkeit der ergebnisorientierten Honorierung im Rahmen ihres
Agrarumweltprogramms umzusetzen. Seit August 2001 untersuchen das Institut für Agrarpolitik,
Marktforschung und Wirtschaftssoziologie, Abteilung Ressourcen- und Umweltökonomik sowie
das Institut für Landwirtschaftliche Botanik, Abteilung Geobotanik und Naturschutz der
Universität Bonn gemeinsam notwendige Rahmenbedingungen für eine erfolgreiche Aufnahme
ergebnisorientierter Honorierungskomponenten in den nordrhein-westfälischen
Vertragsnaturschutz. Im Mittelpunkt der Untersuchung steht exemplarisch das über
Vertragsnaturschutz geförderte landwirtschaftlich nutzbare Grünland (vgl. zum Stand Henselt et
al. 2003).
Dem für das Grünland erfolgreich erprobten Ansatz folgend, schlagen Braband et al. (2003) auch
im Bereich des Ackerbaus bei entsprechender Zielstellung vor, nicht allein die
Extensivierungsmaßnahmen zu honorieren, sondern auch das Vorkommen bestimmter, aus
Naturschutzsicht, wertvoller Pflanzenarten. Die Autoren erarbeiteten dazu eine Liste möglicher
Pflanzenarten. Im Bereich Acker dürfte allerdings weitaus mehr als im Grünland das Problem
bestehen, dass bei einer tatsächlichen Knüpfung der Honorierung an das Vorkommen bestimmter
Pflanzenarten, diese bewusst durch die Landwirte ausgesät werden, die Indikatoren also nicht
problemkompatibel sind (vgl. Kap. 6.3.4.2).
4.2.3.4 Zusammenfassung und Schlussfolgerungen für diese Arbeit
Die Praxisbeispiele aus den letzten Jahren zeigen, dass eine Anwendung ergebnisorientierter
Honorierung selbst im größeren Rahmen (vgl. ÖQV und MEKA II) und eingebettet in die
Europäische Agrarförderung (MEKA II) prinzipiell möglich ist. Das Vorgehen bisher ist in
großen Teilen identisch. Die ergebnisorientierte Honorierung wird auf eine Grundförderung für
Grünlanderhalt und Pflege (MEKA II über Agrarumweltmaßnahmen, ÖQV über
Direktzahlungen und ökologische Ausgleichszahlung) als top-up für eine bestimmte Qualität des
Grünlandes aufgesattelt (vgl. Abbildung 6). Die übrigen aktuell diskutierten Beispiele (vgl. Kap.
4.2.3.3) greifen ebenfalls diesen Ansatz auf.

Honorierung ökologischer Leistungen als ökonomisches Instrument 47
Förderung von artenreichem Grünland
ÖQV
Vorkommen
bestimmter
‚Grünlandarten’
Cross compliance
Regelungen für
Direktzahlungen
Ergebnisorientierte
Honorierung
Grundförderung
MEKA II
Vorkommen
bestimmter
‚Grünlandarten’
Maßnahmenorientierte
Agrarumweltmaßnahmen
(Grünlandextensivierung)
Abbildung 6: Ergebnisorientierte Honorierung im Rahmen des baden-württembergischen MEKA II und der
Schweizer ÖQV
Die bisherigen praktischen Erfahrungen mit dem ergebnisorientierten Honorierungsansatz sind
positiv und zwar vor allen Dingen bzgl. der Verbesserung des Verständnisses der Landwirte und
der Gesellschaft für die ‚Problematik’ ökologischer Güter (Oppermann & Gujer (Hrsg.) 2003).
Bisher findet eine ergebnisorientierte Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft
lediglich im Bereich des Arten- und Biotopschutzes Anwendung. Dabei wird die Honorierung an
Pflanzenarten geknüpft. Der Anwendungsbereich erstreckt sich dabei auf, aus Naturschutzsicht,
wertvolles Grünland. Darüber hinaus werden Vorschläge gemacht, die Erfahrungen für den
Grünlandbereich auch auf Ackerstandorte anzuwenden. Fischer et al. (2003: 392) gehen soweit,
den Anwendungsbereich der ergebnisorientierten Honorierung lediglich im biotischen Bereich
zu sehen: „Grundsätzlich können ökologische Güter im Bereich sowohl des biotischen als auch
abiotischen Ressourcenschutzes erzeugt werden. Jedoch erfüllt nur die pflanzliche Artenvielfalt
die notwendigen Voraussetzungen für ergebnisorientiert definierte ökologische Güter, da sie
ordnungsrechtlich nicht fixiert ist, sich den einzelnen landwirtschaftlichen Betrieben zuordnen
lässt und ein transparentes Ergebnis ökologischer Leistungen darstellt.“
Dieser Einschränkung bzgl. des Einsatzgebietes der ergebnisorientierten Honorierung muss
jedoch nicht gefolgt werden, wenn man, wie innerhalb dieser Arbeit, ergebnisorientierte
Honorierung nicht darüber definiert, dass die Zahlung an konkrete Umweltzustände geknüpft ist
(vgl. Zustands-Indikatoren Abbildung 18), sondern dass dem Landwirt genügend

48 Kapitel 4
Handlungsalternativen bleiben, das nachgefragte ökologische Gut zu produzieren. Damit
gewinnen quantifizierbare Immissionen oder z. B. auch Bodenabtrag neben den Zustands-
Indikatoren an Bedeutung für die ergebnisorientierte Honorierung. Zieht man zudem modellierte
Indikatoren mit in die Betrachtung ein (Ausweg aus der Unsicherheit, vgl. Kap. 6.3.5.1),
vergrößert sich der mögliche Einsatzbereich für ergebnisorientierte Honorierung und wird auch
für den abiotischen Ressourcenbereich relevant (vgl. Beispiel in Kap. 8.1). Dem Argument, dass
die Eigentumsrechte im Bereich des abiotischen Ressourcenschutzes klar zu Gunsten der
Gesellschaft verteilt sind, kann ebenfalls nicht so eindeutig gefolgt werden, wie in Fischer et al.
(2003) dargestellt.

Eigentumsrechte als Voraussetzung für die Honorierung ökologischer Leistungen 49
5 Eigentumsrechte als Voraussetzung für die Honorierung ökologischer Leistungen
5.1 Definition und Aufgabe von Eigentumsrechten
Ökonomische Eigentumsrechte (property rights) regeln die Beziehungen zwischen den Menschen
bezüglich knapper Ressourcen (Alchian & Demsetz 1973: 17). Die Ökonomie bezieht sich nach
der Theorie der property rights auf die Eigentumsrechte an knappen Gütern und nicht auf die
Güter im eigentlichen Sinne (Lerch 1996: 64). Den Blick auf die spezifischen ökonomischen
Eigentumsrechte zu lenken und damit in ein Grenzgebiet zwischen Ökonomie, Recht und
Philosophie vorzustoßen, hat das Verständnis des ökonomischen Geschehens außerordentlich
erweitert (Coase 1960, Richter & Furubotn 1996, Hampicke 2000b).
‚Eigentumsrechte’ oder ‚Verfügungsrechte’ sind durch ökonomische Institutionen (Regeln)
definiert, die den Rahmen für Märkte bilden. Sie sind die Basis für Produktion, Tausch und
Verteilung. Mit Eigentum an einer Sache ist das „Bündel an Rechten“ gemeint, welches festlegt,
was mit dem Eigentum alles gemacht werden kann; das Ausmaß, inwieweit sich eine bestimmte
Sache überhaupt besitzen, gebrauchen, abändern, übertragen oder vor dem Zugriff Dritter
bewahren lässt (Kobler 2000: 22). „When one has a right in something it means that the benefit
stream arising form that situation is explicitly protected by some authority system. The authority
system gives and takes away rights by its willingness – or unwillingness – to agree to protect
one´s claims in something. To have a property right, therefore, is to have secure control over a
future benefit stream. And it is to know that the authority system will come to your defence
when that control is threatened“ (Bromley 1997b: 3).
Die formalen Kontroll- und Ertragsrechte an einer Sache definieren das ökonomische Eigentum
an eben dieser Sache. Sie bilden den Spielraum, innerhalb dessen der Eigentümer einer Sache
frei über deren Gebrauch entscheiden kann. Verleiht die Gesellschaft etwa dem Landwirt
uneingeschränkte Macht über seinen Boden, so kann er darüber nach Belieben verfügen. Er
besitzt das Dominium (von lat. dominus = Herr bzw. lat. dominare = herrschen). Der Landwirt
kann nicht daran gehindert werden, den Boden so zu nutzen, dass dieser z. B. seine
Bodenfurchtbarkeit verliert (Hampicke 2000a: 43).
Das Eigentum kann jedoch auch dahingehend eingeschränkt sein, dass der Landwirt den Boden
nutzen darf, jedoch der Nachwelt weitergeben muss, also diesen nicht zerstören darf. Der
Landwirt besitzt dann das Patrimonium (Erbgut, Erbvermögen, von lat. pater = Vater), er darf
den Boden nutzen (usus), die Erträge aus der Nutzung des Bodens einbehalten (usus fructus) und
den Boden jemand anderem überlassen oder übertragen, nicht jedoch den Boden zerstören
(abusus) (vgl. Furubotn & Pejovich 1974: 4, Lerch 1996: 16 f., Hampicke 2000a).

50 Kapitel 5
Abbildung 7 stellt die beschriebenen Beziehungen verschiedener Systematisierungen von
Eigentumsrechten dar.
abusus
Kontrollrechte
Überlassung/
Übertragung
usus
Ertragsrechte
usus fructus
Abbildung 7: Systematisierung verschiedener Eigentumsrechte und deren Beziehung zueinander
Eigentumsrechte können eindeutig und von allen akzeptiert, vage, strittig oder gar nicht definiert
sein, sie können formal-juristisch definiert sein (de jure Eigentumsrechte) aber auch auf Sitten,
Konventionen und Gebräuchen beruhen (de facto Eigentumsrechte) (vgl. Hampicke 2000b: 7).
Es kann auch der Fall auftreten, dass de jure Eigentumsrechte nicht durchgesetzt werden, sie also
de facto nicht gelten. Der individuelle Nutzen der Eigentumsrechte hängt nicht von ihrer de jure
Existenz ab, sondern davon, ob sie de facto gelten (Kobler 2000: 55).
Das Eigentum an einer Sache ist die ‚Summe’ der damit in Verbindung stehenden absoluten und
relativen Eigentumsrechte 28 (Kobler 2000: 24). Unter absoluten Eigentumsrechten werden jene
Rechte verstanden, die von jedermann zu beachten sind. Sie werden durch den allgemeinen
institutionellen Rahmen definiert. „Das Schaffen von Institutionen des Eigentums- und
28 Die Bezeichnung ‚absolute’ und ‚relative’ Eigentumsrechte für Eigentums- und Vertragsrechte („property rigthts“
und „contract rights“) stammt von Richter & Furubotn (1996).

Eigentumsrechte als Voraussetzung für die Honorierung ökologischer Leistungen 51
Vertragsrechts ist nichts anderes als das Abschließen eines Vertrages, an den alle Mitglieder
eines Staates gebunden sind“ (ebd.: 51).
Relative Eigentumsrechte entstehen, wenn eine institutionelle Vereinbarung über die Transaktion
von absoluten Eigentumsrechten abgeschlossen wird. Sie gelten nur für die in das
Vertragsverhältnis involvierten Parteien. Relative Eigentumsrechte sind die rechtskräftigen, das
heißt durch den Staat gesicherten, vertraglichen Abmachungen (Richter & Furubotn 1996: 87
ff.). Relative Eigentumsrechte verhindern ex post opportunistisches Verhalten in einer
Vertragsbeziehung und erlauben somit beidseitig vorteilhafte Tauschhandlungen, die sonst nicht
stattfinden würden (Kobler 2000: 85). Die Honorierung ökologischer Leistungen über Verträge
stellt ein Beispiel für eine Vertragsbeziehung auf der Grundlage von relativen Eigentumsrechten
dar.
Die Schaffung und Durchsetzung von Eigentumsrechten erweist sich für ökologische Güter als
der entscheidende Schritt, diese in wirtschaftliche Entscheidungen zu integrieren. Effiziente
Eigentumsrechte sorgen für eine möglichst effiziente Ressourcenallokation (Kobler 2000: 64).
Dies bedeutet jedoch in gleicher Weise, dass sich die Notwendigkeit zur Schaffung oder
Änderung von Eigentumsrechten in dem Moment stellt, wenn der Markt nicht in der Lage ist,
eine effiziente Allokation zu organisieren, es also zum Marktversagen kommt. Die liberale
ökonomische Theorie, die privaten Eigentumsrechten in der Tradition Lockes einen
grundlegenden Stellenwert einräumt, fordert Begründung für Schaffung von Eigentumsrechten
(verstanden als Entzug von de facto Eigentumsrechten und Schaffung von de jure
Eigentumsrechten) und Änderung von Eigentumsrechten (verstanden als Entzug von de jure
Eigentum) (vgl. Kap. 5.5). Marktversagen stellt diese Begründung dar.
Die Bedeutung von Eigentumsrechten als ökonomische Institutionen liegt darin, notwendige
Regeln für wirtschaftliche Entwicklung zu schaffen. Bezogen auf das Leitbild der Nachhaltigen
Entwicklung kann geschlussfolgert werden, dass Nachhaltige Entwicklung die Schaffung und
Durchsetzung von Eigentumsrechten an knappen Gütern bedeutet und dadurch eine effiziente
Allokation und gerechten Distribution dieser Güter unter Berücksichtigung zukünftiger
Generationen gewährleistet wird (vgl. in diesem Sinne Lerch 1999: 402). Gemäß der klassischen
Staatslehre nach Montesquieu ist die Legislative für die Schaffung von Eigentumsrechten
verantwortlich. Aber auch die Judikative schafft Eigentumsrechte: Neben der Interpretation der

52 Kapitel 5
Gesetze durch Gerichte (z. B. in Deutschland) haben in Ländern mit einer Gewohnheitsrechts-
tradition bestimmte Gerichtsurteile Gesetzescharakter (Kobler 2000: 54) 29 .
Abbildung 8 soll die zentrale Stellung der Eigentumsrechte für die Nachhaltige Entwicklung
verdeutlichen. Dabei wird das Grundmodell der Theorie des institutionellen Wandels nach North
1990) aufgegriffen. „Die Menschen bilden Organisationen im Rahmen der von den Institutionen
eröffneten Wahlmöglichkeiten, um diese Möglichkeiten besser zu nutzen. Organisationen
wiederum wirken über direkte oder indirekte Einflussnahme auf die (formalen bzw. informellen)
Institutionen zurück, um ihre Handlungsmöglichkeiten durch Veränderung der Institutionen zu
erweitern. Dieses Modell erklärt Institutionen- und Organisationen-Wandel als wechselseitigen
Prozess, der darüber hinaus pfadabhängig ist. Eine wichtige Rolle spielen dabei Lernvorgänge
der Beteiligten, die in ihrer Richtung durch die Wahlmöglichkeiten, die das institutionelle
Gefüge jeweils eröffnet, beeinflusst werden“ (Bahner 1996: 49).
29 „Es ist Aufgabe des Staates, diese Konzeption der Umweltgüter als ‚freie Güter’ – jedenfalls partiell – zu
beseitigen, indem er den Zugriff auf sie rechtlich ordnet ... . Umweltrecht wird unter diesen Umständen insoweit zu
einem Zuteilungsrecht. ... Die dem Staat hier erwachsende Zuständigkeit zur Verrechtlichung und ‚Zuteilung’ von
Umweltgütern, seine Kompetenzen zur Überbürdung von Finanzierungslasten und ggf. zur Marktermöglichung und
-organisation im Umweltschutzbereich zeigen, dass gewisse Ähnlichkeiten mit der Stellung des Staates im Bereich
der Wirtschaftsintervention vorhanden sind. ... Dennoch sind die wesentlichen Ähnlichkeiten nur begrenzt. Findet
der Staat im Bereich der Wirtschaftsintervention einen Markt bzw. einen Kreislauf ökonomischer Güter vor, so steht
der Staat im Umweltschutzbereich vor dem Problem, ökonomisch relevante ‚Güter’ erst schaffen und sie marktfähig
machen bzw. in Marktmechanismen einordnen zu müssen“ (Kloepfer 1979: 142).

Eigentumsrechte als Voraussetzung für die Honorierung ökologischer Leistungen 53
Politische
Akteure
Abbildung 8: Stellung der Eigentumsrechte als ökonomische Institutionen im Prozess der Nachhaltigen
Entwicklung (Quelle: in Anlehnung an Kobler 2000)
5.2 Ökologische Güter als Ansatzstelle der Eigentumsrechte an individuellen und
ökosystemaren Fähigkeiten
Die Frage der Eigentumsrechte soll im Folgenden genauer für den Bereich der ökologischen
Güter diskutiert werden. Es wird die spezielle Problematik ökologischer Güter erläutert und
darauf aufbauend gezeigt, dass es bei der Verteilung von Eigentumsrechten an ökologischen
Gütern um die Verteilung der Eigentumsrechte an ökosystemaren Fähigkeiten geht, diese Güter
zu produzieren.
Ökonomische
Akteure
Politische
Institutionen
Staat Märkte und
Unternehmen
Nachhaltige
Entwicklung
Property
Rights
Die Produktion von ökologischen Gütern baut auf zwei verschiedene Fähigkeiten auf,
individuellen (menschlichen) und ökosystemaren Fähigkeiten.
Der Einsatz von individuellen Fähigkeiten begründet Privateigentum. Jedes Individuum hat ein
uneingeschränktes Verfügungsrecht über sich selbst, den eigenen Körper, die eigenen
Fähigkeiten, die eigene Arbeitskraft. Dies ist grundlegender Gedanke einer liberalen
Eigentumstheorie und Grundgedanke unserer Verfassung. Diese Prämisse kann als self-

54 Kapitel 5
ownership bezeichnet werden (Cohen 1986). Es liegt im Ausgangszustand also ein Patrimonium
über die eigenen individuellen Fähigkeiten vor. Patrimonium und nicht Dominium liegt vor, da
es Regeln gibt, die den Menschen entgegen seinem Willen ‚vor sich selbst’ schützen können
(vgl. z. B. Eidenmüller 1995).
Weikard (1995) verdeutlicht Grenzen dieses Eigentums am Beispiel der guten Schwimmerin
Franziska, die bei einem Spaziergang zufällig auf einen Ertrinkenden trifft. Wird von ihr
verlangt, Hilfe zu leisten, so wird über ihre Arbeitskraft, ihre Fähigkeit als gute Schwimmerin,
verfügt. Aus ihrer Sicht ist die Rettungsaktion Zwangsarbeit (in Lerch 1999: 407). Die
Gesellschaft muss (und kann dies nach unserem Recht auch) self-ownership zugunsten eines
Prinzips gegenseitiger Unterstützung einschränken können. Damit ist jedoch nicht die self-
ownership-These abzulehnen 30 . Der Zugang zur individuellen Fähigkeit ist selbstbestimmt
geregelt, dadurch wird eine Schädigung dieser Fähigkeit (etwa durch Sklaverei oder
Zwangsarbeit) ausgeschlossen. „Unter Ansehung der self-ownership-These ist die Gesellschaft
nicht berechtigt, das Individuum zur Nutzung einer bestimmten Fähigkeit zu zwingen“ (Lerch
1999: 412).
Es handelt sich dabei nicht um ein unantastbares Recht. Die Gesellschaft steht jedoch in der
Begründungspflicht bei der Änderung dieses Eigentumsrechtes. Die Gesellschaft muss Regeln
aufstellen, wenn sie den Zugang zu den individuellen Fähigkeiten anders als über die dezentrale
Steuerung ‚Markt’ organisieren will. Die Sozialpflichtigkeit, wie im Beispiel die Pflicht zur
Hilfeleistung, kann sinnvoll, sollte jedoch Ausnahme sein.
Der Einsatz individueller Fähigkeiten zur Produktion kulturbestimmter ökologischer Güter führt
ohne spezielle Regel zu Privateigentum an diesem Gut, das der Leistungserbringerin bei
entsprechender Nachfrage abgekauft werden muss. Der Markt ist die Organisationsform, die den
Zugang zu individuellen Fähigkeiten dezentral über Anreize regelt.
Das Problem, aus dem die Verknappung von kulturbestimmten ökologischen Gütern herrührt, ist
nicht das von fehlenden Eigentumsrechten bzgl. individueller Fähigkeiten bzw. an den
ökologischen Gütern, sondern das der fehlenden Durchsetzung. Der Landwirt kann seine
30 „Ohne dieses Axiom fällt es nämlich schwer, bestimmte Grundrechte zu begründen und die fremde Verfügung
über ein Individuum überzeugend zurückzuweisen. Die Self-ownership-These ist ja vor allem auch deshalb intuitiv
so einleuchtend, weil sie ein überzeugendes Argument nicht nur gegen Sklaverei und Zwangsarbeit, sondern auch
gegen andere Formen des Missbrauchs von Menschen liefert“ (Lerch 1999: 412).

Eigentumsrechte als Voraussetzung für die Honorierung ökologischer Leistungen 55
Ertragsrechte (usus fructus), die mit dem Einsatz seiner Fähigkeit in Verbindung stehen,
aufgrund des ungeregelten Zugangs zu den ökologischen Gütern nicht durchsetzen.
Es geht bei knappen kulturbestimmten ökologischen Gütern also primär um die Durchsetzung
der Ertragsrechte. Diese Ertragsrechte beeinflussen die rationale Entscheidung des Eigentümers
bzgl. des zielgerichteten Einsatzes seiner Fähigkeit. Die individuellen Fähigkeiten werden durch
ökonomische Anreize idealer Weise entsprechend der Nachfrage eingesetzt.
Eine vollkommen andere Situation zeigt sich bei ökosystemaren Fähigkeiten. Die ökosystemaren
Fähigkeiten ökologische Güter zu produzieren, können im Ausgangszustand von allen Menschen
genutzt werden. Im Ausgangszustand liegt hier also ein open access vor, der Zugang zu den
ökosystemaren Fähigkeiten ist nicht geregelt. Von daher kann es hier im Gegensatz zu
individuellen Fähigkeiten ohne spezielle Regelungen prinzipiell zur Schädigung bzw. zur
Zerstörung der ökosystemaren Fähigkeiten kommen.
Eigentumsrechte an ökologischen Gütern müssen daher zwei wesentliche Aspekte beachten.
Eigentumsrechte müssen den Zugang zu den ökologischen Gütern und den Zugang zu den
ökosystemaren Fähigkeiten regeln. Es muss wie beim Einsatz individueller Fähigkeiten gelingen,
über die Eigentumsrechte an ökologischen Gütern eine Sicherung der ökologischen Fähigkeiten
zu gewährleisten. Die selbst erhaltende Vernunft des Individuums, im Hinblick auf den Einsatz
der individuellen Fähigkeit, muss bei ökosystemaren Fähigkeiten durch die Gesellschaft
‚vernünftig’ geregelt werden.
Ökosystemare Fähigkeiten sind zu erhalten, da es eine Illusion sein dürfte, dass derartig
komplexe Prozesse 31 substituierbar sind (vgl. z. B. Goodland & Daly 1995) 32 . Komplexität führt
in großem Maße zur Ungewissheit bei Aussagen zur Substituierbarkeit. Wenn für den Erhalt von
ökosystemaren Fähigkeiten plädiert wird, so hat dies nichts mit „der Logik des Marienkultes“ 33
31 Komplexität liegt bei der Existenz vieler voneinander abhängiger Merkmale in einem Ausschnitt der Realität vor.
(vgl. Dörner (1997); weiterführend vgl. Kap. 6.3.5.1).
32 „Ein gewichtiges Argument gegen die Substituierbarkeit von Naturkapital bezieht sich auf die Multifunktionalität
vieler ökologischer Systeme. Es müsste ja für jede einzelne ökologische Funktion ein artifizielles Substitut
angegeben werden. Man verdeutliche sich dieses Problem am Beispiel eines Waldes oder eines aquatischen
Ökosystems. Daher wird man den konkreten Nachweis der Substituierbarkeit aller Funktionen im Einzelfall fordern
dürfen. Die Substitute müssen nachweislich vorhanden und nicht nur denkmöglich sein bzw. in den Fluchtlinien
technologischer Hoffnungen liegen. Sie sollten auch nicht mit neuen Risiken behaftet sein, die das zu
Substituierende nicht aufweist. Darüber hinaus müssen sie funktional wirklich gleichwertig sein“ (Ott 2002: 12).
33 Radkau (1994: 12) merkte kritisch zum Wert der unberührten Natur an: „Aber wozu auch dieser Kult der
Unberührtheit? Diese Prämisse, dass die unberührte Natur die wahre Natur sei, fußt eher auf der Logik des
Marienkults als auf der der Wissenschaft.“

56 Kapitel 5
zu tun. Vielmehr geht es hierbei um moralisch rationalen Umgang mit Ungewissheit (vgl. dazu
Kap. 6.3.5.1 und 6.3.5.2).
Dabei kann das false-negative/false-positive-Kriterium zum Einsatz kommen (Cranor 1995 34 ).
Mit Hilfe dieses Kriteriums kann sich vor Augen geführt werden, welcher von zwei möglichen
Irrtümern moralisch akzeptabler ist. Es sollte die Option gewählt werden, durch die sich das
moralisch akzeptabelste Ergebnis einstellt, wenn man sich in der empirischen Dimension irrt.
Gorke & Ott (2003) kommen bzgl. vieler Naturgüter zu dem Ergebnis, dass die moralischen
Schäden eines false-positive-Ergebnisses höher sind als die, eines false-negative-Ergebnisses.
Bei letzterem wird durch Naturschutz auch Naturkapital geschützt, das nicht zum ‚kritischen’,
d. h. zum absolut unverzichtbaren Naturkapital gezählt wird, während ein irreversibles false-
positive-Ergebnis den zukünftigen gesellschaftlichen „Stoffwechsel“ 35 mit der Natur stark
beeinträchtigen könnte. Vereinfacht kann geschlussfolgert werden: Es sollte im Zweifelsfall
lieber zu viel als zu wenig Naturkapital geschützt werden (Ott 2002). Gorke & Ott (2003) weisen
aber auch darauf hin, dass nicht dogmatisch bei allen Gütern von dem gleichen Risiko
ausgegangen werden kann. Vielmehr wird für einen gemäßigten Tutorismus 36 plädiert (ebd.).
Die Anwendung dieses Kriteriums beruht auf einer moralischen Intuition. Es handelt sich um ein
Kriterium der sittlichen Vernunft oder auch moralischer Rationalität (vgl. Gorke & Ott 2003).
Es besteht breiter Konsens darin (im Sinne moralischer Rationalität), dass Ungewissheiten in
Verbindung mit Begründungslastregeln in praxi auf die Kernforderung starker Nachhaltigkeit
hinauslaufen müssten (Ott 2002). Betrachtet man allerdings die Diskrepanz zwischen
politischem Anspruch und praktischer Verwirklichung der Nachhaltigen Entwicklung, dann wird
deutlich, dass kollektives Handeln unter Unsicherheit mit besonderen Problemen verbunden ist
(vgl. in diesem Sinne zur vorsorgenden Umweltpolitik Schuldt 1997). „Aber wenn wir
Menschen bleiben wollen, dann gibt es nur einen Weg, den Weg in die offene Gesellschaft 37 .
Wir müssen ins Unbekannte, ins Ungewisse, ins Unsichere weiterschreiten und die Vernunft, die
34 vgl. das ‚false-negative/false-positive’-Kriterium in Cranor (1995)
35 Karl Marx nannte die menschliche Arbeit einen „Prozess, worin der Mensch seinen Stoffwechsel mit der Natur
durch seine eigene Tat vermittelt, regelt und kontrolliert“ (Marx 1970: 192)
36 Der Begriff ‚Tutorismus’ stammt aus der katholischen Sündenlehre und besagt, dass man im Zweifelsfall ‚auf der
sicheren Seite’ bleiben sollte. Der Tutorismus fordert u.a. einen (bedingten) Vorrang der schlechten Prognosen vor
den guten (Gorke & Ott 2003).
37 „Die Gesellschaftsordnung aber, in der sich Individuen persönlichen Entscheidungen gegenübersehen, nennen wir
die Offene Gesellschaft” (Popper 1970: 333).

Eigentumsrechte als Voraussetzung für die Honorierung ökologischer Leistungen 57
uns gegeben ist, verwenden, um, so gut wir es eben können, für beides zu planen: nicht nur für
Sicherheit, sondern zugleich auch für Freiheit“ (Popper 1970: 268).
In dieser Arbeit wird vom Ansatz her dem Konzept der starken Nachhaltigkeit gefolgt 38 . Das
Konzept der starken unterscheidet sich von dem der schwachen Nachhaltigkeit im Wesentlichen
dadurch, dass das Naturkapital und vor allen Dingen die natürlichen Prozesse prinzipiell nicht als
durch menschliches Handeln substituierbar angesehen werden 39 . Im Konzept der starken
Nachhaltigkeit soll Naturkapital über die Zeit hinweg konstant gehalten werden (constant
natural capital rule). Im Gegensatz dazu kann im Konzept schwacher Nachhaltigkeit Natur-
durch Sachkapital prinzipiell unbegrenzt substituiert werden. In diesem Konzept kommt es nur
darauf an, dass der Durchschnittsnutzen dauerhaft erhalten wird (non declining utility rule). „Es
wäre dann in der Konsequenz auch eine weitgehend artifizielle Welt mit Grundsätzen
intergenerationeller Gerechtigkeit vereinbar, d. h. es wäre nicht prinzipiell unfair, eine Welt ohne
Natur zu hinterlassen“ (Ott 2002).
Substitution von Umweltstrukturen und selbst von Umweltprozessen kann jeoch nicht
vollkommen ignoriert werden. Substitution ist Realität und ermöglicht Freiheit menschlichen
Handelns im Popper’schen Sinne (s. o.). „Auch Umweltgüter und natürliche Ressourcen müssen
sich einem Kosten-Nutzen-Vergleich unterziehen. Ökologie und Ökonomie sind in ein
Knappheitsproblem eingebunden, das zum Wohle der Menschen gelöst werden muss. ...
Nutzenabwägung und die damit implizierten Bewertungen der verschiedenen Güterkategorien
sind in gewissem Maße unumgänglich“ (Cansier 1997: 50). Die Risikoaversion im Sinne des
oben beschriebenen false-negative/false-positive-Kriteriums wird derart verstanden, dass der
Wert der Sicherheit bejaht wird und im Grundsatz eine Risikominimierung gilt, nicht jedoch eine
völlige Risikovermeidung gelten kann (vgl. Gorke & Ott 2003). Die „Strategie des minimalen
Eingreifens“ (vgl. dazu auch Roweck 1995) spiegelt diesen Gedanken wider.
Das neue Bundesnaturschutzgesetz greift ebenfalls den Gedanken der Erhaltung der
ökosystemaren Fähigkeiten in diesem Sinne auf. Sowohl bei den Zielen (§ 1 BNatSchG) als auch
38 Beide Konzepte bauen auf dem Ansatz (Definition) der Nachhaltigkeit der WCED-Komission auf: „Sustainable
Development is development that meets the needs of the present without compromising the ability of future
generations to meet their own needs” (WCED 1987). Zum Konzept der starken und schwachen Nachhaltigkeit u. a.
Dobson 2000, Atkinson et al. 1997, Neumayer 1999, Ott 2001b.
39 Das Verhältnis von künstlichem und natürlichem Kapital wird als Komplementaritätsbeziehung gedeutet (vgl.
Daly 1999). Eine solche Beziehung liegt immer dann vor, wenn man zur Schaffung von Gütern oder Nutzen auf
zwei Relate A und B angewiesen ist und der Gesamtnutzen nicht durch eine einseitige Steigerung von A auf Kosten
von B oder umgekehrt erhöht werden kann (vgl. Ott 2002: 11).

58 Kapitel 5
bei den Grundsätzen (§ 2 BNatSchG) wird wiederholt auf die Erhaltung der Leistungs- und
Funktionsfähigkeit des Naturhaushaltes 40 hingewiesen. Dabei wird dem Ansatz der
Risikovermeidung gefolgt. In § 4 BNatSchG heißt es für die Beachtung der Ziele und
Grundsätze des Naturschutzes: Jeder soll nach seinen Möglichkeiten zur Verwirklichung der
Ziele und Grundsätze des Naturschutzes und der Landschaftspflege beitragen und sich so
verhalten, dass Natur und Landschaft nicht mehr als nach den Umständen unvermeidbar
beeinträchtigt werden. Dass Minimierungsstrategien noch keine Handlungskonzepte darstellen,
wird Kapitel 6.2 zeigen.
Wird dem Konzept der starken Nachhaltigkeit gefolgt, bedeutet dies als Prämisse, dass
Eigentumsrechte an ökosystemaren Fähigkeiten im Sinne des Patrimoniums verteilt werden
(dabei jedoch nicht de facto Substitutionsmöglichkeiten ausgeblendet werden). Die
Eigentumsrechte an den ökosystemaren Fähigkeiten begründen Privat- oder Gemeineigentum an
ökologischen Gütern. Eigentumsrechte an ökosystemaren Fähigkeiten können mit Hilfe von
ökologischen Gütern durchgesetzt werden.
Zusammenfassend kann festgestellt werden, dass es bei knappen öffentlichen ökologischen
Gütern zur Schaffung und Durchsetzung von Verfügungsrechten in Form des Patrimoniums an
ökosystemaren Fähigkeiten und zur Durchsetzung von Ertragsrechten an individuellen
Fähigkeiten kommen muss. Ökologische Güter sind die ‚Ansatzstelle’ für die Eigentumsrechte –
geschaffen und durchgesetzt werden damit die Eigentumsrechte an den Fähigkeiten zur
Produktion der ökologischen Güter (Abbildung 9). Wenn im Folgenden von Eigentumsrechten
an ökologischen Gütern gesprochen wird, ist dies stets zu berücksichtigen.
individuelle/
ökosystemare
Fähigkeiten
ökologische
Güter
Eigentumsrechte
Abbildung 9: Ökologische Güter als Ansatzstelle für die Eigentumsrechte an individuellen und
ökosystemaren Fähigkeiten
40 Naturhaushalt im Sinne des BNatSchG § 10 Abs. 1 S. 1: seine Bestandteile Boden, Wasser, Luft, Klima, Tiere
und Pflanzen sowie das Wirkungsgefüge zwischen ihnen.

Eigentumsrechte als Voraussetzung für die Honorierung ökologischer Leistungen 59
Deutlich wird im Zusammenhang mit der Schaffung und Verteilung der Eigentumsrechte die
herausragende Stellung von ökologischen Gütern. Denn tatsächlich wird bei diesem Ansatz
immer nur der Zugang zu den ökosystemaren Fähigkeiten geregelt, die nachgefragte ökologische
Güter erbringen, deren Nutzen also aus heutiger Sicht erkannt ist, ihnen also mindestens ein
Optionswert zuerkannt wird (vgl. Kap. 6.2.2). Die Problematik der Nachhaltigkeit ist auf der
Ebene der Bewertung ökologischer Güter angekommen. Auf dieser Ebene sind die drei Säulen
der Nachhaltigkeit zu vereinen. Eine Präzisierung der Zielsetzung der Nachhaltigkeit verlangt
eine Bewertung der Güter und Leistungen der Natur (Jörissen et al. 1999).
5.3 Notwendigkeit der Schaffung und Durchsetzung von Eigentumsrechten bei
Verknappung von ökologischen Gütern unter open access
In ökonomischer Sicht machen Eigentumsrechte überhaupt erst Sinn, wenn Menschen um
knappe Güter konkurrieren (Lerch 1996: 16). Vor diesem Hintergrund soll die Notwendigkeit
der Schaffung und Durchsetzung von Eigentumsrechten für ökologische Güter erläutert werden.
Wie in Kapitel 4.1 dargestellt, ist der Zugang zur Nutzung der ökologischen Güter nicht
eingeschränkt, es tritt die Situation des open access auf (vgl. Musgrave 1976, Bromley 1991,
Ostrom 1998). Open access bedeutet, dass keine Eigentumsrechte bestehen, niemandem kann der
Zugang verwehrt werden. „There are no property rights in open access, there is only the rule of
first capture. Unlike property regimes where individuals and groups have both rights and duties,
open-access regimes are fundamentally situation of no law” (Bromley 1997b: 11).
Dieser Zustand stellt solange kein Problem dar, wie die Nutzung der Güter nicht zum Verbrauch
der Güter führt oder der Verbrauch ohne ökonomische Anreize wieder kompensiert wird und
dadurch das zweite Kriterium ökologischer Güter erfüllt ist (keine Rivalität im Konsum, vgl.
Kap. 4.1). ‚Öffentliche’ ökologische Güter sind oft gerade durch eine Reproduktion bestimmt,
indem diese verbrauchten Güter durch den kostenlosen Einsatz von ökosystemaren Fähigkeiten
oder durch den Einsatz individueller, menschlicher Fähigkeiten wieder ersetzt werden. In
gewissem Sinne erfüllen viele ökologische Güter damit die Kriterien öffentlicher Güter nach
Samuel (1954). Typisch für ökologische Güter ist jedoch nicht, dass keine Rivalität in der
Nutzung auftritt (es gibt selbstverständlich Nutzungen bei denen keine Rivalität auftritt, wie z. B.
das Betrachten einer bunten Wiese), sondern dass der Einsatz ökosystemarer und individueller
Fähigkeiten den Verbrauch bis zu einem gewissen Maße kompensiert (vgl. Kap. 4.1).

60 Kapitel 5
Der open access-Zustand bei ökologischen Gütern bedeutet die uneingeschränkte bzw.
ungeregelte Nutzung ökosystemarer und individueller Fähigkeiten. So lange die Fähigkeiten
ausreichen, liegen positive Wohlfahrtseffekte vor. In dieser Situation gibt es ein Naturrecht im
Sinne von Locke auf die Aneignung von Ressourcen, da auch die naturrechtlichen
Beschränkungen (in der Literatur als „Locke’sche Bedingungen“) gegeben sind, wonach:
• bei jeder Aneignung genügend für andere übrig bleiben muss und
• jeder sich nur soviel aneignen dürfe, wie er selbst verbrauchen kann.
„Niemand dürfe sich mehr aneignen und dadurch anderen etwas vorenthalten“ (Lerch 1999:
405).
Wenn es jedoch zu einer Steigerung der Nachfrage kommt und die Fähigkeit nicht mehr
ausreicht, das notwendige Angebot bereitzustellen (vgl. Kap. 4.1), werden die Güter knapp und
die ‚Locke’schen Bedingungen’ gelten nicht mehr 41 (vgl. Kap. 5.6.2.1)! Gelten die ‚Locke’schen
Bedingungen’ nicht, treten bei open access die in der ökonomischen Literatur vielfach
diskutierten Probleme der Übernutzung und bei Nichtrivalität das Problem des suboptimalen
(geringen) Angebots und damit das in der ökonomischen Literatur viel behandelte Problem des
N-Personen-Gefangenen-Dilemmas auf. Strategisches Verhalten führt bei Rivalität im Konsum
zur tragedy of commons (grundlegend vgl. Hardin 1968, 1982).
Ein N-Personen-Gefangenen-Dilemma kann am Beispiel von Landwirten in einem
Trinkwassereinzugsgebiet (Annahme: Es gibt keine Regeln.) bzgl. der Gülledüngung erläutert
werden. Eine theoretische Entscheidungssituation der Landwirte gestaltet sich derart (‚überhöht’,
zur Illustration des Problems), dass sie die Wahl zwischen der Strategie ‚uneingeschränkter
Einsatz von Gülle und Verschmutzung des Grundwassers’ und der Strategie ‚kein Gülleeinsatz
und einen Beitrag zum Grundwasserschutz leisten’ haben. Der einzelne Landwirt stellt nun
folgende Überlegung an: Wenn nur ich auf die Gülle verzichte, so ist mein Beitrag zum
Grundwasserschutz relativ gering, da alle anderen weiterhin mit Gülle düngen. Meine
‚Einschränkungen’, die ich in Kauf nehmen muss, sind aber gravierend. Würden andererseits alle
anderen auf die Nutzung der Gülle verzichten, so wäre dies für mich optimal. Ich kann weiterhin
41 „Unterstellen wir egoistische Individuen in einer Welt der Knappheit an materiellen und immateriellen
Ressourcen, so ist eine regellose individuelle Gesellschaft, in der jedes Individuum seinen Neigungen nachgeht,
ohne anderen zu schaden, logisch unmöglich. Jeder Nutzen, den ich mir durch Konsumtion eines knappen Gutes
erlaube, muss Nutzen bei anderen verhindern, muss andere schädigen, denn ich nehme anderen etwas weg“
(Hampicke 1992: 39).

Eigentumsrechte als Voraussetzung für die Honorierung ökologischer Leistungen 61
Gülle düngen und kann außerdem nitratarmes Grundwasser nutzen. Für die Landwirte ist
demnach die beste Strategie, sich nicht an der Grundwasser schonenden Maßnahme zu beteiligen
und die ‚Freifahrerposition’ einzunehmen. Durch das unkooperative Verhalten kommt es jedoch
zu einer Nitratanreicherung im Grundwasser, zu einer für alle schlechteren Umweltsituation.
„Die Möglichkeit oder gar Zwangsläufigkeit einer Selbstschädigung der Subjekte bei eng-
rationalem Verhalten musste eine kritische Diskussion des bis dahin unverfänglich scheinenden
Begriffs der ‚Rationalität’ zur Folge haben. Was ist das für eine Rationalität, die einem schadet,
wenn man nach ihr handelt, die einem aber auch schadet, wenn man nicht nach ihr handelt,
sofern es denn die anderen tun?“ (Hampicke 1992: 35). Eine analytische Formalisierung im
Rahmen der Spieltheorie erfuhr die tragedy of the commons durch Dawes (1973, 1975), der diese
als N-Personen-Gefangenen-Dilemma charakterisierte (vgl. Lerch 1996).
In dieser Situation bedarf es der Zuweisung von Eigentumsrechten (Kobler 2000, Lerch 1999).
Der Zusammenhang zwischen der Verknappung ökologischer Güter und der Entstehung von
Eigentumsrechten wurde bereits von Demsetz (1967) in dem so genannten Demsetz-Wagner-
Prinzip dargelegt. „Nach dieser Theorie entwickeln sich exklusive Eigentumsrechte an
Ressourcen als Reaktion auf Veränderungen beim Nutzen sowie bei den Durchsetzungskosten
solcher Rechte; d. h. neue Eigentumsrechte entwickeln sich, wenn – z. B. durch technologischen
Fortschritt – der Nutzen aus solchen Rechten steigt und/oder die Kosten zu ihrer Durchsetzung
sinken“ (Lerch 1996: 66).
So ergab die Auswertung anthropologischer Untersuchungen durch Demsetz, dass die Jagd auf
Biber durch die Montagnais-Indianer in Labrador und Quebec erst ein Problem wurde, nachdem
die Nachfrage und damit der Wert der Biberfelle mit dem Auftreten von französischen
Pelzhändlern Ende des 17. und Anfang des 18. Jahrhunderts rapide anstieg (vgl. Lerch 1996: 67).
Die Nachfrage war größer als das Angebot, das durch die ökologischen Fähigkeiten des Systems
bereitgestellt werden konnte. Es wurden damit nicht nur die Biberfelle (also die individuelle
Fähigkeit des Jägers den Biber zu erlegen), sondern bereits die lebenden Biber, also die
Fähigkeit der ökologischen Systeme, die Biber zu ‚produzieren’ wurde knapp und nachgefragt.
Durch diesen Zustand sahen sich die Indianer genötigt, Eigentumsrechte an den zuvor allen frei
zugänglich lebenden Bibern zu definieren. Ziel der Verteilung der Eigentumsrechte war es, den
open access zu den lebenden Bibern durch einen geregelten Zugang (im Folgenden in
Anlehnung an den weit verbreiteten Begriff des open access als well-regulated access
bezeichnet) zu ersetzen, einen Zustand effizienter Allokation.

62 Kapitel 5
Dazu stehen prinzipiell zwei Alternativen zur Verfügung.
1. Am Beispiel der Montagnais-Indianer besteht die erste Alternative darin, die Jagdreviere zu
privatisieren und den Zugang und damit die Rivalitäten über den Markt regeln zu lassen. Die
ökonomischen Regeln des Marktes bestimmen den Zugang zur Ressource und sollten das
Angebot so lange sicherstellen, wie es eine Nachfrage gibt. Unter Voraussetzung rationalen
Handelns dürfte dies idealer Weise gelingen und die Empirie beweist in unendlichen Beispielen
das gute Funktionieren privater Verfügungsrechte.
Es gibt jedoch hinreichend Beispiele, dass, selbst wenn eine Privatisierung möglich ist, diese
nicht selbstverständlich auch den oben beschriebenen Anforderungen der Allokation gerecht
wird, sondern es aufgrund der besonderen Eigenschaften ökologischer Systeme und einem nicht
‚rational-gerechten’ Restzins trotzdem zu einer Übernutzung und dauerhaften Schädigung der
ökologischen Güter kommen kann 42 . Die Grenzen des Marktes sind eine der wesentlichen
Ursachen für die Entstehung der Ökologischen Ökonomik. Myopie (Kurzsichtigkeit) als ein
doch eher irrationales Handeln spielt bei der Entstehung des Zinses und der dadurch forcierten
Übernutzung natürlicher Ressourcen eine gewichtige Rolle. Neben irrationalem Verhalten sind
bounded rationality und hohe Transaktionskosten als Grenzen des Marktes im Zusammenhang
mit ökonomischen Instrumenten zu nennen (vgl. Kap. 5.4.1).
2. Die zweite Alternative besteht darin, den Zugang zu den gemeinschaftlichen Jagdrevieren
durch gemeinschaftliche Regeln zu steuern. Gelingt dies, haben wir auch hier einen well-
regulated access. Dem Markt und dem Preis steht als alternatives gesellschaftliches
Koordinierungsinstrument die Norm gegenüber (Weise 1994).
Dieser Zustand wird als Gemeineigentum (common property) bezeichnet und unterscheidet sich
kategorisch von Eigentumslosigkeit mit open access (vgl. Bromley 1997b, Lerch 1996).
Abbildung 10 stellt die grundsätzlichen Unterschiede zwischen der Eigentumslosigkeit auf der
42 „Je höher der Zins, um so schneller werden in der Forstwirtschaft die Bäume gefällt, um so geringer ist die
Restpopulation genutzter Arten, wie z. B. Meerestiere, und um so schneller werden nicht erneuerbare Ressourcen,
wie z. B. Erdöl, verbraucht. ... Sobald der Zins die Höhe der biologischen Wachstumsrate s erreicht, wird die
optimale Restpopulation N*= 0, d.h. die Population wird selbst von einem Eigentümer, der prinzipiell an die
Zukunft denkt (nicht der Allmende-Fall!) ausgerottet. Die Wale oder worum es sich handeln mag, sind der
Konkurrenz durch die neue, schnellwachsende Spezies ‚Kapital’ nicht mehr gewachsen und werden darwinistisch
verdrängt. Das ‚Kapital’ wächst schneller auf der Bank als in Gestalt der Wale, letztere haben ökonomisch
ausgedient“ (Hampicke 1992: 403) (vgl. auch grundsätzlich Hotelling (1931) zur Preisbildung auf Märkten mit
erschöpfbaren Ressourcen (so genannte Hotelling-Regel), demnach der Schattenpreis einer erschöpfbaren
natürlichen Ressource im Zeitablauf mit dem Zins ansteigt). Zur Bedeutung des Zinses und der Diskontierung vgl.
auch aus der neueren Literatur Hampicke & Ott (eds.) (2003).

Eigentumsrechte als Voraussetzung für die Honorierung ökologischer Leistungen 63
einen Seite und dem Privateigentum und Gemeineigentum auf der anderen Seite anhand der
Kriterien (i) Zugangsbeschränkung und (ii) Nutzungsbeschränkung dar. Privateigentum,
Gemeineigentum und Eigentumslosigkeit stellen idealtypische Regelungen dar. Reale
Verfügungsrechtsstrukturen besitzen meist Eigenschaften mehrerer Idealtypen.
Zugangsbeschränkung
Nutzungsbeschränkung
Abbildung 10: Vergleich der Zugangsbeschränkung und der Nutzungsbeschränkung bei den
unterschiedlichen Eigentumsinstitutionen (Quelle: in Anlehnung an Lerch 1996)
Abbildung 11 verdeutlicht das Problem der Verknappung ökologische Güter und macht deutlich,
dass die open-accesss-Situation erst zum Problem wird, wenn Rivalität in der Nutzung auftritt.
Das Problem kann gelöst werden, indem der open access durch die Verteilung der property
rights in einen well-regulated access überführt wird. Das Ergebnis einer solchen Verteilung
muss das Stoppen der weiteren Verknappung der ökologischen Güter sein, besser noch zur
„Entknappung“ (vgl. Hampicke 1997), mit anderen Worten zu einer effizienten Allokation
führen.
Well-regulated access
eine Person
rationale
Entscheidung
Mitglieder
Regeln
Mitglieder
keine
Open access
keine
keine

64 Kapitel 5
Gemeingüter
‚open access’
Ökologische
Güter
Knappe
ökologische Güter
Umweltprobleme
Individualgüter
‚well-regulated access’
Abbildung 11: Zusammenhang zwischen ökologischen Gütern und Umweltproblemen in Abhängigkeit vom
Zugang zu den Gütern und auftretender Rivalität
Ein well-regulated access kann in Anlehnung an den Markt so definiert werden, dass sich ein
Gleichgewicht zwischen Angebot und Nachfrage an ökologischen Gütern organisiert. Am
Beispiel der Indianer kann dies sowohl durch Jagdregeln für eine bestimmte Anzahl von Nutzern
geschehen (Verfügungsrechte werden eingegrenzt und es entsteht Gemeineigentum) als auch
durch die Privatisierung der Jagdreviere. Es hängt jeweils von den ganz speziellen Bedingungen
ab, welche Vorgehensweise sinnvoll ist. Jede Zuweisung und Durchsetzung von privaten oder
gemeinschaftlichen Eigentumsrechten ist aus ökonomischer Sicht mit Kosten verbunden. „Von
diesen Transaktionskosten im spezifischen Einzelfall hängt es ab, welche eigentumsrechtliche
Option eine effiziente Ressourcennutzung sicherstellt und gewählt wird“ (Lerch 1996: 78, vgl.
auch bereits Backhaus 1982). Transaktionskosten im weiteren Sinne können definiert werden als
Kosten die notwendig sind, um ein ökonomisches System ‚am Laufen zu halten’ (Arrow 1969).
Bei kulturbestimmten ökologischen Gütern wie z. B. Kuppelprodukten der Landwirtschaft
verhält es sich bei der Verknappung durch Angebotsrückgang anders als bei naturbestimmten
Gütern. Hier führte der Einsatz individueller Fähigkeiten zur Produktion der Güter. Nach der bis

Eigentumsrechte als Voraussetzung für die Honorierung ökologischer Leistungen 65
heute weitgehend anerkannten Self-ownerschip-These (vgl. Kap. 5.2) bedarf es einer
Begründung, die Verfügung über individuelle Fähigkeiten dem Eigentümer der Fähigkeit zu
entziehen. Der Eigentümer dieser Fähigkeit kann im Normalfall nicht gezwungen werden, seine
Fähigkeit kostenlos einzusetzen (Kap. 5.2 und 5.6.2.2).
Es kann zusammengefasst werden, dass sich die Frage nach den Eigentumsrechten an
ökologischen Gütern immer dann stellt, wenn diese knapp werden. Erst in diesem Moment
müssen Eigentumsrechte (ökonomische Regeln) aufgestellt werden, um eine effiziente
Allokation zu ermöglichen. Auch hier können wir jedoch von einem reziproken Verhältnis
sprechen, denn es kann genauso geschlussfolgert werden, dass es bei jedem knappen
ökologischen Gut zur Schaffung und Durchsetzung von Eigentumsrechten kommen muss. Aus
ökonomischer Sicht macht dies jedoch erst dann Sinn, wenn der Nutzen des knappen
ökologischen Gutes höher ist als die Transaktionskosten zur Schaffung und Durchsetzung der
Eigentumsrechte.
Bei der Schaffung formaler Eigentumsrechte (property rights) sind folgende vier Fragen relevant
(vgl. zu ‚property law’ Kobler 2000: 25):
1. Was kann als Eigentum gehalten werden?
2. Wie sind die Eigentumsrechte festgelegt?
3. Was können die Eigentümer mit ihrem Eigentum machen?
4. Welche Möglichkeiten bestehen zur Durchsetzung der Eigentumsrechte?
Abbildung 12 veranschaulicht die Überführung des open access knapper ökologischer Güter hin
zu einem well-regulated access bei ökologischen Gemein- und Privatgütern.

66 Kapitel 5
eigentumslose
knappe ökologische
Güter
open access
ineffiziente
Allokation
1. Was kann als Eigentum
gehalten werden?
2. Wie sind die
Eigentumsrechte
festgelegt?
3. Was können die
Eigentümer mit ihrem
Eigentum machen?
4. Welche Möglichkeiten
bestehen zur
Durchsetzung von
Eigentumsrechten?
Abbildung 12: Überführung des open access zu einem well-regulated access bei ökologischen Gütern durch
die Schaffung von Eigentumsrechten
Um das gesamtgesellschaftliche Ziel einer effizienten Allokation der knappen Güter zu
ermöglichen, sind vier Kriterien zu beachten (Kobler 2000: 25): (i) Universalität, (ii)
Ausschließlichkeit, (iii) Übertragbarkeit und (iv) Struktur der Eigentumsrechte.
Das Universalitätskriterium weist auf die Bedeutung hin, dass die Verfügungsrechte aller
knappen Ressourcen verteilt sein müssen. Mit der Ausschließlichkeit ist gemeint, dass die
Eigentumsrechte nur einem (einer privaten oder einer juristischen Person) gehören können. Das
Übertragbarkeitskriterium sichert die Möglichkeit der Übertragung von Eigentumsrechten. Das
Strukturkriterium gibt Auskunft, wie Kontroll- und Ertragsrechte verteilt sind (Kobler 2000: 25).
Diese Kriterien spielen für die Ausgestaltung des Instrumentes der Honorierung ökologischer
Leistungen eine entscheidende Rolle, geben sie doch die qualitativen Anforderungen an die
Umweltziele wieder (vgl. Kap. 6.3.3 und 6.3.4).
ökologische
Gemeingüter/
Privatgüter
wellregulated
access
effizientere
Allokation
Die Schaffung und Durchsetzung von Eigentumsrechten ist ein evolutiver Prozess, bei dem es
nicht Ziel ist, alle denkbaren Eigentumsrechte abschließend zu verteilen. Die Beschreibung der
Entstehung von Eigentumsrechten hat vielmehr verdeutlicht, dass die konkreten wirtschaftlichen,
aber auch sozialen Verhältnisse ausschlaggebend sind. Erst das Verknappen von ökologischen
Gütern führt zur Notwendigkeit Eigentumsrechte zu schaffen. Die Schaffung und Durchsetzung
findet dann statt, wenn ökologische Güter so knapp werden, dass die Transaktionskosten für die
Schaffung und Durchsetzung von Eigentumsrechten niedriger sind als der Nutzen aus diesen
Rechten. Dies ist eher als theoretisches Modell zu verstehen, denn bei ökologischen Gütern gibt

Eigentumsrechte als Voraussetzung für die Honorierung ökologischer Leistungen 67
es Grenzen der ökonomischen Bewertung (Monetarisierung), so dass die Transaktionskosten als
Orientierung für die Notwendigkeit der Schaffung von Eigentumsrechten oftmals ausfallen.
Schlüssig ist jedoch, dass aufgrund der Transaktionskosten im gesellschaftlichen Optimum nicht
alle Eigentumsrechte verteilt sind (vgl. Lohmann 1999, Kobler 2000) und dass mit neu
entstehenden Knappheiten an ökologischen Gütern neue Eigentumsrechte geschaffen und
durchgesetzt werden müssen.
Schlussfolgerung
Um auf Umweltprobleme, d. h. die Verknappung von ökologischen Gütern reagieren zu können,
ist es erforderlich, absolute Eigentumsrechte zu schaffen und durchzusetzen. Schaffung und
Durchsetzung von Eigentumsrechten sind die Voraussetzung für eine effiziente Allokation
ökologischer Güter (vgl. weiterführend Kap. 5.6.2.1).
Soll eine effiziente Allokation durch private Eigentumsrechte an ökologischen Gütern
gewährleisten werden, sind relative Eigentumsrechte erforderlich, die einen Tausch über den
Markt ermöglichen (vgl. Kap. 5.1). Die Anforderungen, die an relative Eigentumsrechte gestellt
werden, entsprechen Anforderungen an rationalisierte Umweltziele als Voraussetzung für die
Honorierung ökologischer Leistungen (weiterführend Kap. 6.3.3).
5.4 Notwendigkeit der Änderung von absoluten Eigentumsrechten durch staatliches
Eingreifen
Die Notwendigkeit zur Änderung von absoluten Eigentumsrechten ergibt sich daraus, dass
private Eigentumsrechte aufgrund von Marktversagen nicht zu der erwünschten effizienten
Allokation der ökologischen Güter führen. Ein Eingreifen des Staates wird dann notwendig und
legitim, wenn es gilt, einer ganz bestimmten Form des Marktversagens entgegenzuwirken.
„Voraussetzung für den Schutz der Freiheit ist also die Wirksamkeit ihrer Steuerung durch den
Markt“ (Engel 1998: 6). Das liberale Modell gewährt dem Individuum keine schrankenlose
Freiheit. Vielmehr endet die Entscheidungsfreiheit des Einzelnen dort, „wo Herrschaft ohne

68 Kapitel 5
Haftung entstünde“ (Engel 1998: 6). Regeln im Sinne der Eingrenzung des Freiheitsgrades sind
dort geboten, wo Rechte Dritter bedroht sind 43 .
Dieses Marktversagen kann unterschiedliche Ursachen haben. Drei, im Kontext dieser Arbeit
wesentlichen Ursachen, werden im Folgenden diskutiert.
5.4.1 Bounded rationality und irrationales Verhalten
Bounded rationality
Der scheinbar well-regulated access durch Marktmechanismen baut auf modellhaft rationalen
Entscheidungen des homo oeconomicus auf (vgl. Kap. 3.1). Tatsächlich stößt der well-regulated
access dann an Grenzen, wenn Grundannahmen dieses Modells verworfen werden müssen.
Wenn die Grundannahme von einem homo oeconomicus ausgeht, der die Fähigkeiten besitzt
„alles vorherzusehen, was geschehen könnte, und die möglichen Vorhergehensweisen
gegeneinander abzuwägen und sich zwischen ihnen optimal zu entscheiden, und zwar
augenblicklich und kostenlos“ (Kreps zitiert in Richter & Furubotn 1996: 4), besteht berechtigter
Zweifel daran, dass Individuen tatsächlich diesem Modellathleten entsprechen. Der
‚Modellathlet’ homo oeconomicus ist wohl eher ein Phantom.
Zugesprochen wird Individuen eine begrenzte Rationalität (bounded rationality) (aufbauend auf
Simon 1955, 1957a). Bounded rationality bedeutet in diesem Zusammenhang, dass Menschen
kognitiv limitiert sind, weil sie nicht alle für ihr Verhalten relevanten Informationen besitzen.
Die kognitiven Schranken bedingen, dass nicht notwendigerweise davon auszugehen ist, dass
Individuen optimieren. Bounded rationality ist das Verhalten, das „intendedly rational, but only
limited so“ ist (Simon 1957b: XXIV). Information kann im Zusammenhang mit ökonomischen
Entscheidungen als Wissensbestand über Vergangenheitsereignisse, Ziele und
Handlungsmöglichkeiten, vermehrt um in Märkten erworbene Entscheidungshilfen definiert
werden (Schneider 1997: 73, vgl. Meinhövel 1999: 14). Es handelt sich um „zweckorientiertes
Wissen“ (Wittmann 1959: 14). Die Limitierung der Information, die zur bounded rationality
führt, kann nach Simon (1982) (in Lübbe 1999: 17) unterschieden werden in Begrenzungen
(constraints) bzgl.:
43 vgl. ausführlich dazu aus kontrakttheoretischer Sicht Buchanan (1975)

Eigentumsrechte als Voraussetzung für die Honorierung ökologischer Leistungen 69
• „perceived characteristics (of the environment)“,
• “(fixed) characteristics of the organism itself”.
Die Begründung für die erste Beschränkung kann so umschrieben werden, dass nicht alles
Erkennbare berücksichtigt wird, was für das rationale Ergebnis notwendig gewesen wäre. Die
Begründung für die zweite Beschränkung beschreibt die menschliche Unfähigkeit, alles zu
berücksichtigen, was notwendig gewesen wäre.
Beide Begrenzungen spielen gerade im Umgang mit ökologischen Gütern wegen der
Prognoseunsicherheit (z. B. durch stochastische Ereignisse) und Komplexität ökologischer
Systeme eine herausragende Rolle.
Aufgrund der Informationsbeschränktheit entspricht das geplant rationale Verhalten
wirtschaftlicher, aber auch politischer Akteure oft nicht dem des „Modellathleten“ homo
oeconomicus. Das Menschenbild des homo psychologicus (vgl. u.a. Piaget 1976) greift diese
Beschränkung auf und lässt sich in vier Punkten zusammenfassen (Kobler 2000: 172 f., vgl.
Meier & Mettler 1988: 13 f.):
• Individuen können die komplexe Umwelt gar nicht vollständig erfassen und besitzen daher
kognitive Strukturen, anhand derer Informationen selektiert, interpretiert und
Handlungsmöglichkeiten abgeleitet werden.
• Die kognitiven Strukturen sind von Mensch zu Mensch unterschiedlich und werden
hauptsächlich durch eigene Erfahrungen geprägt (Alter, Ausbildung, Umweltsituation).
• Widersprechen Informationen den eigenen kognitiven Strukturen (kognitive Dissonanz),
werden die Strukturen angepasst.
• Da dieser Anpassungsprozess aufwendig ist, benutzt das Individuum verschiedene
Hilfeleistungen wie Informationsvermittler (Medien), das Verhalten anderer Menschen und
Deutungshilfen von Organisationen und Institutionen.
Die Psychologie verweist darauf, dass Menschen die meisten Entscheidungen gerade nicht
rational treffen. Im Gegenteil werden dafür als kognitive Strukturen ganz einfache Heuristiken
genutzt. Es wird nur ein ganz kleiner Teil der Wirklichkeit wahrgenommen. Einige wenige
Kriterien genügen zur Entscheidung. Oft werden diese Kriterien sogar lexikographisch geordnet.
Die Verwendung von Heuristiken ist für das Individuum oft mehr als ein Akt der Klugheit. Die
Begrenztheit des menschlichen Verstands lässt ihm keine andere Wahl (Engel 2001 ausführlich
in Gigerenzer & Todd 1999). Die kognitiven Schranken bedingen, dass nicht notwendigerweise
von optimierenden Individuen auszugehen ist. Vielmehr werden sie sich möglicherweise damit

70 Kapitel 5
zufrieden geben, dass ein bestimmtes, von ihnen selbst vorgegebenes Anspruchsniveau
(‚aspiration level’) erfüllt ist (Weck-Hannemann 1999: 83).
Trotz all dieser Begrenzung gegenüber dem modellhaft rationalen Verhalten, soll daraus nicht
geschlussfolgert werden, dass Menschen irrational handeln. „Eingeschränkt rationales Verhalten
ist rationales und nicht irrationales Verhalten“ (Kirchgässner 1999: 35). Die ‚moderne’ Version
des homo oeconomicus berücksichtigt, dass dieser nicht immer optimiert. „Im Rahmen des
ökonomischen Verhaltensmodells wird unterstellt, dass das Individuum sich für die ihm am
vorteilhaftesten erscheinende(n) Handlungsalternative(n) entscheidet, nachdem es vor dem
Hintergrund seines augenblicklichen, begrenzten Informationsstandes die Vor- und Nachteile
bzw. Kosten und Nutzen der einzelnen Alternativen gegeneinander abgewogen hat.
Menschliches Verhalten wird entsprechend diesem Modell damit als Nutzenmaximierung unter
Nebenbedingungen bzw. als ‚rationale Auswahl’ aus den zur Verfügung stehenden Alternativen
interpretiert“ (Kirchgässner 1999: 32) 44 .
Die Frage bzgl. bounded rationality ist nun, ob mit dem Wissen um die gegebene Begrenztheit
das ökonomische Modell geändert werden soll, diese Beschränkungen also endogenisiert werden
müssen, wenn damit z. B. Aussagen über die allokative Wirkung von realen Märkten getroffen
werden sollen. Ohne die Berücksichtigung der Begrenzungen ist das ökonomische Leitbild
„‚substantiell’ nur in dem (rationalitätstheoretisch zunächst uninteressanten) Sinne, dass es einen
Zielzustand auszeichnet – nämlich den Zustand maximalen gesellschaftlichen Nettonutzens. Eine
adäquate Repräsentantin der objektiv relevanten Bedingungen erfolgreicher Verwirklichung
dagegen enthält es in keiner Weise“ (Lübbe 1999: 23). Eine Lösung des Problems könnte sein,
die Rationalitätsannahme als „strikt universale, (allerdings in unterschiedlichem Grade)
falsifizierbare Aussage, die jedenfalls faktisch falsifiziert ist“ (Tietzel 1985: 95) anzusehen oder
mit Popper (1967: 150) als eine „gute Annäherung an die Realität“ (zitiert in Schuldt 1997: 141).
Bedeutsam ist, dass mit der begrenzten Rationalität gerechnet wird.
Wenn bei scheinbar well-regulated access (z. B. private Eigentumsrechte und ökonomische
Instrumente) rationale Entscheidungen des homo oeconomicus vorausgesetzt werden, in der
Realität aber homo psychologicus entscheidet, kann dies zur ineffizienten Allokation führen.
44 Was deutlich wird, ist, dass die entscheidungstheoretisch orientierte Ökonomie die Rationalität einer
Entscheidung nicht an den tatsächlichen, sondern an den in die modelltheoretische Analyse aufgenommenen
Umständen – an eigenen ‚description of (the) environment’ misst. Modellwelten aber sind überraschungsfrei. Daher
fällt die rationalitätstheoretische Notwendigkeit der Differenzierung zwischen ex ante-Perspektive und ex post-
Perspektive nicht auf (Lübbe 1999: 18 f.).

Eigentumsrechte als Voraussetzung für die Honorierung ökologischer Leistungen 71
Dieses Marktversagen aufgrund von bounded rationality kann einen Eingriff in die privaten
Eigentumsrechte notwendig machen. Hierbei handelt es sich um die Änderung von
Eigentumsrechten.
Die Änderung von Eigentumsrechten stellt einen Eingriff in Grundrechte nach Artikel 14 GG
dar. Der Eingriff muss daher aus verfassungsrechtlicher Sicht geeignet sein, „das ökonomische
Effizienzziel zu fördern, er muss zu diesem Zweck erforderlich, das heißt, das mildeste Mittel
sein, und er darf schließlich nur dann erfolgen, wenn die Bedeutung des ökonomischen
Effizienzziels unter Beachtung der Intensität des Eingriffs nicht außer Verhältnis zu der
Bedeutung des Grundrechtes steht. Wann letzteres der Fall ist, lässt sich nicht allgemein
formulieren. Es kommt auf den jeweiligen Einzelfall an, bei dem im Rahmen einer Abwägung
von geschütztem Grundrechtsinteresse und ökonomischem Effizienzziel eine Vorrangrelation
gebildet werden muss“ (Eidenmüller 1995: 447).
Irrationales Verhalten
Neben dieser bounded rationality gibt es jedoch auch ‚echte’ irrationale Entscheidungen, die zur
ineffizienten Allokation führen können.
Ein Beispiel von irrationalem Verhalten spielt besonders in einem für ökologische Güter
entscheidenden Bereich eine große Rolle, dem der intertemporalen Entscheidungen.
Entscheidungen dieser Art besitzen im Bezug auf ökologische Güter und unter Berücksichtigung
des Ziels der Nachhaltigen Entwicklung eine Schlüsselfunktion. In der Ökonomie, besser gesagt
in neoklassischen Modellen, wird den homo oeconomica rationales Verhalten aber auch „ein in
ihrer Seele eingebauter Ungedulds- (impatience) oder Kurzsichtigkeitsfaktor (myopia)
zugeschrieben, der sie veranlasse, eine Stück Schokolade heute höher zu bewerten als das selbe
Stück morgen, und zwar nur aus dem Grunde, weil ein bestimmtes Quantum Zeit zwischen
beiden Genüssen liegt“ (Hampicke 1992: 137 f.). Individuen gewichten demnach von zwei
identischen Nutzungsstiftungen diejenige, welche ferner in der Zukunft liegt, geringer als die
sofortige und zwar allein wegen der zeitlichen Distanz! Dieses scheinbar rationale Verhalten,
das sich bei Berücksichtigung der zeitlichen Dimension als irrational erweist, weil das
Individuum wissentlich seine „heutige Entscheidung später bereut“ (ebd.), kann im
gesellschaftlichen Kontext im Sinne des Rechtes auf Eigenschädigung nicht in jedem Fall
akzeptiert werden. Dies gilt, wenn Myopie z. B. den Zins in starkem Maße beeinflusst und dies
zu irreversiblen Schädigungen ökologischer Güter durch Übernutzung führt (vgl. FN 42)
(Hampicke 1992: 400).

72 Kapitel 5
Zusammenfassung
Aus bounded rationality und irrationalem Verhalten ist zu schlussfolgern, dass die Fähigkeiten
des homo oeconomicus vor dem Hintergrund der Restriktionen neu definiert werden und nach
Möglichkeit das Rationalitätsmodell darauf abgestimmt werden muss. Die Bewertung, ob die
Schaffung und Durchsetzung bzw. das Vorhandensein von privaten Eigentumsrechten an
ökologischen Gütern und deren Allokation über den Markt eine Option für eine effiziente
Allokation der ökologischen Güter darstellt, ist an die Berücksichtigung der bounded rationality
und des irrationalen Verhaltens gebunden.
Dem Modell Markt kann bei Berücksichtigung von bounded rationality und irrationalem
Verhalten nicht uneingeschränkt effiziente allokative Wirkung unterstellt werden. Gerade bei
ökologischen Gütern, deren Bedeutung im intergenerationellen Kontext und in deren Endlichkeit
bzw. Nichtsubstituierbarkeit liegt, kann es geboten sein, den Markt rational (nachhaltig!) zu
beeinflussen. Dies kann über Änderung von ineffizienten Eigentumsrechten geregelt werden. Die
Frage ist „ob und wie auf erkannte Grenzen der Rationalisierbarkeit in ‚vernünftiger’ Weise mit
Rationalisierungskonzepten zweiter Ordnung reagiert werden kann“ (Gawel & Lübbe-Wolff
(Hrsg.) 1999: 8). Genau ein solches Rationalisierungskonzept zweiter Ordnung ist für die
Honorierung ökologischer Leistungen zu entwickeln.
5.4.2 Hohe Transaktionskosten
Die Schaffung von Eigentumsrechten erfolgt in einer gesellschaftlichen Abwägung. Dieser
normative Prozess kann dazu führen, dass Eigentumsrechte im ökonomischen Sinne nicht
‚richtig’ verteilt werden. Bei einer ökonomisch ‚richtigen’ Zuweisung der Eigentumsrechte
müssen diese denjenigen zugewiesen werden, die den höchsten Nutzen daraus ziehen, da es sonst
aufgrund von Transaktionskosten zu einer ineffizienten Verteilung kommen kann (vgl. Kobler
2000: 42).
Transaktionskosten sind Kosten, die entstehen, wenn getauscht wird 45 und sind wie folgt
begründet (vgl. Richter & Furubotn 1996: 51 f.):
45 Die Theorie der Transaktionskosten entwickelte sich im Bereich der Neoklassik aus der Beschäftigung mit der
internen Organisation von Unternehmen (Coase 1937, Williamson 1975) sowie im Zusammenhang mit externen
Effekten in der Produktion (Coase 1960). Sie betrachtet im Unterschied zur Theorie der Verfügungsrechte

Eigentumsrechte als Voraussetzung für die Honorierung ökologischer Leistungen 73
• Such- und Informationskosten (Suche nach Tauschpartner und Tauschobjekt);
• Verhandlungs- und Vertragskosten (durch Aushandlung der relativen Eigentumsrechte und
deren Festhalten in einem expliziten Vertrag);
• Durchsetzungskosten (Ausführung des Tausches und Durchsetzung der relativen
Eigentumsrechte) und darüber hinaus
• ‚Rationalisierungskosten’ (Kosten der Rationalisierung der Umweltziele (vgl. Kap. 6.3)
im Zusammenhang mit ökologischen Gütern).
Zur ineffizienten Verteilung kommt es, wenn die Transaktionskosten höher sind als der zu
erwartende Tauschgewinn. Erhält z. B. ein Landwirt das Recht sein Grünland zu düngen, die
Gesellschaft hat jedoch Interesse an einer artenreichen Wiese mittlerer Standorte auf dieser
Fläche und bewertet diese artenreiche Wiese ökonomisch höher als der Landwirt die
Düngungsrechte, auf die er verzichten müsste, damit die artenreiche Wiese erhalten bleibt,
kommt es in einer Welt ohne Transaktionskosten zur Honorierung ökologischer Leistungen. Die
Gesellschaft kauft dem Landwirt eine ganz bestimmte Art der Nutzung ab und eine effiziente
Allokation liegt vor. Gesetzt den Fall, der erwartete Tauschgewinn (die Höherbewertung der
Gesellschaft) beträgt pro ha 100 €, dann müssen die Kosten, die der zuständigen Behörde o. Ä.
für die Informationsbeschaffung der möglichen Düngung, die Kosten für den Vertrag sowie
dessen Durchsetzung und Kontrolle weniger als 100 € betragen, sonst findet keine Transaktion
statt 46 . „Sobald die Markttransaktionskosten höher als der erwartete Tauschgewinn sind, ist eine
effiziente Allokation der absoluten Eigentumsrechte mittels einer Markttransaktion nicht mehr
möglich, falls diese nicht ex ante durch den institutionellen Rahmen richtig zugeordnet wurden“
(Kobler 2000: 42, vgl. auch Eidenmüller 1995: 81, Coase 1960: 16). Abbildung 13 verdeutlicht
den Zusammenhang zwischen der Verteilung der absoluten Eigentumsrechte und den
Markttransaktionskosten für die effiziente Allokation einer artenreichen Wiese.
Institutionen unter einem Durchführungsgesichtspunkt (vgl. grundlegend Williamson 1985). Einen kompakten
Überblick zur Chronologie und Abgrenzung der Theorien gibt Bahner (1996).
46 Ein anschauliches Beispiel aus der Alltagswelt sind in diesem Zusammenhang Transaktionskosten im Zuge eines
Hauskaufes. Wenn ich als Käuferin eines Hauses bereit bin, 100.000 € zu zahlen, ich aber ein passendes Objekt zum
Preis von 95.000 € nur über einen Makler finde, der eine Provision von 6 % des Objektwertes haben will, und ich
darüber hinaus mit einer Grunderwerbsteuer von 4 % des Objektwertes und mit Notarkosten von 1,5 % rechnen
muss, kann ich das Haus nicht kaufen. Die Transaktion scheitert an den Transaktionskosten.

74 Kapitel 5
Effiziente Allokation der
artenreichen Wiese ist über den
Markt durch die Honorierung
ökologischer Leistungen möglich.
Die anfängliche Zuordnung der
absoluten Eigentumsrechte an der
artenreichen Wiese hat keinen
Einfluss auf deren effiziente
Allokation.
Erwarteter Tauschgewinn
100 €
Effiziente Allokation der
artenreichen Wiese ist über den
Markt durch die Honorierung
ökologischer Leistungen nicht
mehr möglich.
Die anfängliche Zuordnung der
absoluten Eigentumsrechte an der
artenreichen Wiese hat einen
Einfluss auf deren effiziente
Allokation.
0 50 150 200
Markttransaktionskosten für die Behörde in €
Abbildung 13: Möglichkeit einer effizienten Allokation einer artenreichen Wiese durch die Honorierung
ökologischer Leistungen in Abhängigkeit der vorliegenden absoluten Eigentumsrechte (Quelle: in Anlehnung
an Kobler 2000)
Bei der Transaktion von relativen Eigentumsrechten an ökologischen Gütern (Honorierung
ökologischer Leistungen) müssen die Transaktionskosten aufgrund der Komplexität der
ökologischen Systeme als hoch eingestuft werden. Hohe Transaktionskosten spielen damit eine
Rolle für das Marktversagen im Bereich von ökologischen Gütern. Es ist unschwer zu erkennen,
welche Schlüsselposition bei dieser Argumentation die Möglichkeit der genauen
Operationalisierung und Messung von Transaktionskosten hat, wenn damit die Notwendigkeit
des Eingreifens des Staates begründet wird. Die Ermittlung der in einer bestimmten Situation
anfallenden Transaktionskosten ist mit enormen konzeptionellen und praktischen Problemen
verbunden (vgl. Eidenmüller 1995: 92, 290). Die interessante Frage, die nun auftritt, ist die, wie
sich die durch Präsenz von Transaktionskosten ausgelösten Ineffizienzen korrigieren lassen. Hier
pauschal auf den intervenierenden Staat in dem Sinne zu setzen, dass zentral eine derartige
Regelung festgelegt werde, auf die sich rational und eigennützig agierende Verhandlungspartner
bei Abwesenheit von Transaktionskosten geeinigt hätten, hält Eidenmüller angesichts des
„variantenreichen Arsenals an privaten Regelungsmöglichkeiten ... nicht nur für wenig
einfallsreich, sie fällt auch hinter das analytische Niveau zurück, das Coase bereits erreicht hatte“
(Eidenmüller 1995: 96). Diese Kritik kann durchaus als Ausgangspunkt ‚einfallsreicher’
Vereinbarungen bzgl. der Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft angesehen

Eigentumsrechte als Voraussetzung für die Honorierung ökologischer Leistungen 75
werden, die eine hoheitliche Regelung über die Änderung der absoluten Eigentumsrechte
erübrigen oder die Situation unvollständig verteilter Eigentumsrechte überbrücken (vgl.
Lohmann 1999).
5.5 Unterscheidung der Schaffung und Änderung von absoluten Eigentumsrechten
Gestiegene Nachfrage führt bei Marktversagen nicht zur Notwendigkeit einer Änderung von
Eigentumsrechten, sondern zur Notwendigkeit der Schaffung von Eigentumsrechten über das
(neue) nachgefragte knappe ökologische Gut.
Eine klare Unterscheidung der Schaffung und der Änderung der Eigentumsrechte ist
zweckmäßig, da bei der Schaffung von Eigentumsrechten lediglich de facto Eigentumsrechte
vorliegen und ein gesellschaftlicher Abwägungsprozess die Verteilung bestimmt, hingegen bei
der Änderung der Eigentumsrechte bereits (de jure) Eigentumsrechte vorliegen und allein
Effizienzkriterien die Umverteilung bestimmen. Empirischer Besitz darf nicht mit de jure bzw.
gesellschaftlich anerkanntem Eigentum verwechselt werden. Physische Aneignung sei nach Kant
zwar notwendig, um Eigentum zu begründen, aber nicht hinreichend. Empirischer Besitz allein
könne kein Eigentumsrecht begründen, das Wesen des Eigentums sei ja gerade dadurch
bestimmt, dass es fortbestehe, auch wenn der physische Besitz nicht gegeben ist. Ein
gesellschaftlicher Vertrag müsse Eigentum logisch vorausgehen (vgl. Bromley 1991 47 in Lerch
1999). Hervorzuheben ist der Bezug auf das knappe ökologische Gut (Schaffung und Änderung
von Eigentumsrechten am knappen ökologischen Gut). Zwei Beispiele sollen die Unterscheidung
verdeutlichen.
1. Schaffung von absoluten Eigentumsrechten:
Ein Landwirt hatte bisher das de facto Recht (Es war nicht verboten!) Grünland im
überschwemmungsbeeinflussten Auenbereich umzubrechen. Das Bundesnaturschutzgesetz
verbietet einen solchen Umbruch (§ 5 Abs. 4 S. 5 BNatSchG). Intakte Auen sind ein knappes
ökologisches Gut geworden. Gemeinschaftliche Regeln sollen eine weitere Verknappung
verhindern. De facto Eigentumsrechte werden entzogen (Zerstörung von Teilen einer naturnahen
Aue) und de jure Gemeinschaftseigentum wird geschaffen. Die Gesellschaft (der
parlamentarische Gesetzgeber) hat entschieden, dass dies in die Sozialpflichtigkeit fällt.
47 Bromley bezieht sich auf die Eigentumsauffassung Kants, die dieser in „Metaphysische Anfangsgründe der
Rechtslehre“ von 1797 darlegt.

76 Kapitel 5
2. Änderung von absoluten privaten Eigentumsrechten:
Eine Aue wird als Naturschutzgebiet ausgewiesen. Die oberste Naturschutzbehörde kann in der
Schutzgebietsverordnung ‚Inhalt und Schranken’ des Eigentums festlegen (vgl. Kap. 5.6.2).
Durch die Regeln der Schutzgebietsverordnung darf ein betroffener Landwirt nicht mehr düngen,
jeglicher Ackerbau ist untersagt und seine Wiesen dürfen nicht vor Mitte Juli gemäht werden.
Nach der neueren Rechtssprechung kann dem Landwirt in diesem Fall der Entzug seiner de facto
Eigentumsrechte durch die Schaffung von de jure Gemeinschaftseigentum, im Sinne der
ausgleichspflichtigen Inhalts- und Schrankenbestimmung, entschädigt werden. Damit wird ihm
aus Gründen der Verhältnismäßigkeit (gesellschaftliche Abwägung) implizit zunächst de jure
Privateigentum zugestanden, die zugehörigen Rechte jedoch sofort, aufgrund von
Allokationskriterien (Naturschutzgebiet kann nur geschützt werden, wenn genau die Regeln
befolgt werden, die in der Verordnung stehen.) wieder entzogen. In diesen Beispielen werden
Eigentumsrechte somit erst mit der Entscheidung, ob eine Honorierung stattfindet oder nicht,
definiert (vgl. i.d.S. Thöne 2000: 262, Lintz 1994: 61, Gäfgen 1987: 101 ff.).
Tabelle 1 stellt noch einmal die innerhalb dieser Arbeit herausgearbeiteten Unterschiede
zwischen Schaffung und Änderung von absoluten Eigentumsrechten dar.
Tabelle 1: Gegenüberstellung der Schaffung und Änderung von Eigentumsrechten an ökologischen Gütern
Charakterisierung
Begründung für die
Notwendigkeit
Kriterien der
Distribution
Entschädigung für
Entzug der
Nutzungsrechte
Schaffung von absoluten
Eigentumsrechten
an ökologischen Gütern
de facto private Eigentumsrechte werden
entzogen,
de jure Eigentumsrechte werden verteilt
ineffiziente Allokation der ökologischen
Güter
(Marktversagen aufgrund des open
access und auftretender Knappheit bei
ökologischen Gütern)
gesellschaftliche Abwägung
Entzug von de facto Eigentumsrechten
muss nicht entschädigt werden
Änderung von absoluten privaten
Eigentumsrechten
an ökologischen Gütern
de jure Eigentumsrechte werden
entzogen
ineffiziente Allokation der
ökologischen Güter
(Marktversagen aufgrund von bounded
rationality, irrationalem Verhalten,
hohen Transaktionskosten)
effiziente Allokation des
ökologischen Gutes
Entzug von de jure Eigentum
muss entschädigt werden

Eigentumsrechte als Voraussetzung für die Honorierung ökologischer Leistungen 77
5.6 Eigentumsbegründung und Distribution
Es wurde bereits in Kapitel 3.2 auf die enorme praktische Bedeutung der Distribution der
Eigentumsrechte bei der Anwendung von ökonomischen Instrumenten und im Besonderen für
die Honorierung ökologischer Leistungen hingewiesen. Bisher wurde die Schaffung und
Durchsetzung der Eigentumsrechte damit begründet, dass dadurch eine effiziente Allokation der
ökologischen Güter ermöglicht werden soll. Noch nicht eingegangen wurde jedoch auf die
Frage, wer nun die Eigentumsrechte zugeteilt bekommen soll und nach welchen Kriterien. Bei
der Schaffung von Eigentumsrechten gibt es keine Effizienzkriterien für die Auswahl, welcher
der theoretisch unendlich vielen pareto-optimalen Nutzungsmöglichkeiten der Vorrang gegeben
werden soll. Alternative Nutzenaufteilungspfade führen zu alternativen Pareto-Optima (vgl. Kap.
3.1.2). Da für diese Arbeit jedoch weniger Distributionsfragen als vielmehr Allokationsfragen zu
klären sind, sollen an dieser Stelle lediglich eine kurze Darstellung der Distribution im Lichte der
Ökonomie (Kapitel 5.6.1) und, aufgrund der praktischen Bedeutung ausführlicher,
Distributionsentscheidungen bzgl. ökologischer Güter im Rahmen der rechtlichen Eigentums-
dogmatik (Kapitel 5.6.2) diskutiert werden. Dies nicht zuletzt, da diese Distributionsentschei-
dungen den rechtlichen Rahmen für die Anwendung der Honorierungsinstrumente in der Praxis
abgeben.
5.6.1 Distribution in der Ökonomie
Die Frage der Distribution wurde in der Neoklassik seit der Abkehr von der utilitaristischen
Neoklassik des 19. Jahrhunderts als außer-ökonomische Frage betrachtet (vgl. Hampicke
1999) 48 . Erst mit Fragen der intergenerationellen Verteilung im Zuge der Nachhaltigen
Entwicklung wurde „ihr paretanisches Dogma von der Nichtvergleichbarkeit und damit erst recht
Nichtaddierbarkeit der Nutzen unterschiedlicher Personen ohne Nachdenken über Bord“
geworfen (Hampicke 1999: 157, vgl. auch Cansier 1997). Das Prinzip der Nachhaltigen
Entwicklung ist eine Verteilungsforderung (Hampicke 1999). „Entgegen Buchanan ist demnach
die Umweltproblematik nicht nur ein Problem der Neudefinition von Verfügungsrechten,
sondern vor allem (aber nicht nur) im intergenerationellen Kontext zwangsläufig auch ein
48 In der utilitaristischen Neoklassik des 19. Jahrhunderts war es prinzipiell möglich, eine intragenerationell
nutzenmaximierende Verteilung zu postulieren, nämlich bei durchweg rechtsgekrümmten Nutzenfunktionen, die,
bei der alle Gesellschaftsmitglieder einen identischen Grenznutzen genossen. Es ist dann nur ein kleiner Schritt,
diese nutzensummenmaximierende Verteilung auch als die ethisch beste zu definieren, wie es in der betreffenden
Variante des Utilitarismus auch getan wird. Gibt es aber unter Verzicht auf kardinale Nutzenmessungen und
intersubjektive Vergleichbarkeit keine Nutzensumme, so gibt es auch keine höchste Summe und damit keine beste
Verteilung; alle Verteilungen sind ‚gleich gut’ (Hampicke 1999).

78 Kapitel 5
Problem der Verteilung von Eigentumsrechten“ (Lerch 1999: 420, vgl. auch Lerch 1998: 144
ff.).
Die berechtigte Frage, die dann jedoch gestellt werden kann, ist: „Wenn die Subjekte späteren
Generationen durch Sparen, Verzicht, durch Akkumulation und Instandhaltung des natürlichen
Kapitals schenken, tun sie dann nicht genau dasselbe, wie wenn sie ihren bedürftigen
Zeitgenossen schenken“ (Hampicke 1999: 160)? 49
Von Interesse im Zusammenhang von Allokation und Distribution sind Untersuchungen, die zu
dem Schluss führen, dass Distribution Einfluss auf die Allokation hat. Damit wäre Distribution
in diesem Zusammenhang ohne Wenn und Aber Thema der Ökonomie. Unterschiedliche
Distribution führt in diesen Fällen nicht zu ‚gleichwertigen’ pareto-optimalen Zuständen. So
weisen Boyce (1994) und Massarrat (1997) darauf hin, dass eine ungleiche Verteilung des
Reichtums auf der Erde naturgemäß einhergeht mit ebenso ungleicher Verteilung der Macht. In
ähnlicher Richtung argumentiert Kobler. „Je ungleicher ex ante die Vermögens- und
Einkommensverteilung, desto schwächer ist der Staat“ (Kobler 2000: 148). Ein starker Staat ist
laut Kobler jedoch die Voraussetzung für die Schaffung und Durchsetzung von effizienten
Eigentumsrechten (vgl. ebd.). Dies gilt jedoch nur für den Fall, dass der Staat die Verteilung
besser steuern kann und kein Staatsversagen auftritt (vgl. zu dieser Problematik z. B. Petersen &
Müller 1999).
Dass sich die Ökonomie bei der Beschäftigung mit intergenerationellen Allokationsfragen und
im Zusammenhang mit globalen Umweltproblemen mit Distribution beschäftigen muss, dass
hier Allokation und Distribution nicht getrennt werden kann (vgl. dazu grundsätzlich Daly
1992), wird mittlerweile auch von neoklassischen Ökonomen im Bezug auf das Klimaproblem
festgestellt (Lind & Schuler 1998, in Hampicke 1999).
Wie die Ökonomie mit der interessanten Frage der Distribution in den nächsten Jahren umgehen
wird und welche Ansätze bereits zu erkennen sind, ist ohne Frage ein hoch spannendes Thema,
das jedoch den Rahmen dieser Arbeit sprengen würde.
49 Das Entwicklungsprogramm der Vereinten Nationen (UNDP) zitiert zu dieser Frage die Worte des Ökonomen
und Nobelpreisträgers Robert M. Solow: „Aber jetzt kann man das mit der Popularität der Nachhaltigkeit
verbundene Paradoxon sehen. Wenn das zugrundeliegende Argument mit der Abneigung gegen Ungleichheit zu tun
hat, gibt es wenigstens einen ebenso starken (möglicherweise einen noch stärkeren) Grund die gegenwärtige
Ungleichheit zu reduzieren, als sich um den ungewissen Status der zukünftigen Generationen zu kümmern.
Diejenigen, die so sehr darauf dringen, der Zukunft Armut nicht zuzumuten, sollen erklären, warum sie nicht eine
noch höhere Priorität auf die Reduzierung der Armut heute setzen“ (UNDP 1996:16).

Eigentumsrechte als Voraussetzung für die Honorierung ökologischer Leistungen 79
5.6.2 Distribution der Eigentumsrechte an ökologischen Gütern im deutschen Recht
5.6.2.1 Distributionskriterien
Wenn es um Fragen der Verteilung der Eigentumsrechte an ökologischen Gütern geht, ist der
Anknüpfungspunkt zur rechtlichen Eigentumsrechtsdogmatik gefunden. An dieser Stelle soll auf
wesentliche Aspekte dieses sehr umfänglichen Themas eingegangen werden 50 . Im Wesentlichen
soll dabei eine Verbindung zwischen der juristischen Eigentumsdogmatik und der ökonomischen
Theorie der property rights (Kapitel 5.2 und 5.5) konstruiert und Schlussfolgerungen für die
Honorierung ökologischer Leistungen gezogen werden.
Das Grundgesetz und die darauf aufbauende Rechtssprechung macht für die Zuteilung der
Eigentumsrechte weitgehende Aussagen, die im Folgenden vor dem Hintergrund ihrer
Bedeutung für die Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft diskutiert werden
sollen. Dabei ist das Verhältnis von grundrechtlich gesichertem Schutz des Privateigentums (vor
allem Artikel 14 Abs. 1 S. 1 GG) und die Berufs- und Gewerbefreiheit (Artikel 12 GG) auf der
einen Seite und der Naturschutz als eine Schranke der Grundrechtsbetätigung (Artikel 14 Abs. 1
S. 2) auf der anderen Seite von besonderem Interesse. Der verfassungsrechtliche Begriff des
Eigentums geht über den bürgerlichen Eigentumsbegriff hinaus. „Unter den Eigentumsschutz des
Artikel 14 Abs. 1 GG fallen alle vermögenswerten Rechte, die dem Berechtigten durch die
Rechtsordnung derart zugeordnet werden, dass er sie zu seinem privaten Nutzen nach eigener
Entscheidung ausüben darf. ... Zum Eigentumsrecht gehören auch das Jagd- und das
Fischereirecht“ (Louis 1999: 181). Es besteht Einigkeit darin, dass ein Anspruch auf Schutz des
privaten Eigentums besteht, aber auch, dass Eigentum verpflichtet. Sein Gebrauch soll zugleich
dem Wohle der Allgemeinheit dienen (Art. 14 Abs. 2 GG). Hier wird die so genannte
Sozialpflichtigkeit, im Zusammenhang mit Eigentum an ökologischen Gütern auch als
„Ökologiepflichtigkeit“ benannt (Czybulka 1988) 51 , beschrieben. Eigentumsrechte im Sinne von
Artikel 14 GG stellen keine absolut vorgegebene Größe dar. Sie werden durch eine Inhalts- und
Schrankenbestimmung vom Gesetzgeber definiert (Art. 14 Abs. 1 S. 2 GG). Die Inhalts- und
50 Parallel zu dieser Arbeit widmete sich im Rahmen des Graduiertenkollegs ‚Integrative Umweltbewertung’ an der
Christian-Albrechts-Universität Kiel die juristische Arbeit von B. Semleit dieser Thematik im Zusammenhang mit
der Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft.
51 Czybulka engt (2002: 90 f.) die ‚Ökologiepflichtigkeit’ für einige Bereiche des Naturschutzes ein, um auf die
Besonderheit im Gegensatz zur allgemeinen ‚Sozialpflichtigkeit’ hinzuweisen. Dabei stützt er sich vor allen Dingen
auf die (zusätzliche) Einführung von Artikel 20a GG, obwohl doch bereits vor dessen Einführung die
Sozialpflichtigkeit (Art. 14 Abs. 2 ) auf den Bereich des Umweltschutzes angewendet wurde. Darüber hinaus
postuliert er einen besonderen Handlungsbedarf in diesem Bereich. Die Einengung bezieht er vor allen Dingen auf
die Bereiche des ‚klassischen Naturschutzes’ (Arten- Biotopschutz) mit der Begründung, dass hier aufgrund der
anderen Wertkonstellation ein besonderer Regelungsbedarf besteht (der Wert speist sich hier nicht primär aus der
Funktion der Ressourcen).

80 Kapitel 5
Schrankenbestimmung des Eigentums gibt dem Gesetzgeber unter Berücksichtigung der
Sozialpflichtigkeit des Eigentums einen Spielraum zur Einschränkung von privaten
Eigentumsrechten (Louis 1999: 180). Die Grenzen der Eigentumsbeschränkungen sind nicht
statisch und für alle Zeiten festgelegt, sondern den veränderten Lebensbedingungen anzupassen
(ebd.). Die Abgrenzung zwischen Sozialpflichtigkeit und Privateigentum ist nichts anderes als
die Abgrenzung zwischen Gemeineigentum und Privateigentum. Die Definition und gegenseitige
Abgrenzung der Verfügungsrechte ist ein normativer und evolutiver Prozess, bei dem eine
Interessenabwägung zwischen Gesellschaft und betroffenen Gruppen stattfinden muss.
Relativ weitreichend ist die Spanne der Auslegung der Sozialpflichtigkeit bzw.
Ökologiepflichtigkeit. Die Grenzen der Nutzung des Eigentums haben sich am Wohl der
Allgemeinheit zu orientieren, das nicht nur Grund, sondern auch Grenze für die dem Eigentümer
auferlegten Beschränkungen ist (vgl. Louis 1999: 185 mit Angaben zu entsprechenden Urteilen).
In der rechtlichen Eigentumsdogmatik weniger behandelt, ist die Ökologiepflichtigkeit bzgl.
kulturbestimmter Güter. Hierbei besteht Ökologiepflichtigkeit nicht im Unterlassen einer
Nutzung, sondern der Einsatz individueller Fähigkeit für die Herstellung der Güter ist
erforderlich. Kann die Gesellschaft also z. B. von einem Landwirt im Rahmen der
Ökologiepflichtigkeit verlangen, eine Wiese alle zwei Jahre zu mähen, ohne ihn dafür zu
bezahlen? Ein Beispiel für ein solches Gebot besteht im § 15b LNatSchG SH. und dem
zugehörigen Erlass zum Erhalt der Knicks in Schleswig-Holstein. Danach ist ein Eigentümer
nicht nur zum Unterlassen von Beeinträchtigungen, sondern auch zum Pflegeschnitt (auf den
Stock setzen) im Abstand von 10 bis 15 Jahren verpflichtet. Die Frage kann also grundsätzlich
mit ja beantwortet werden. Derartige Gebote sind jedoch gerade vor dem Hintergrund unseres
liberalen Eigentumsverständnisses (vgl. auch self-ownership-Theorie Kap. 5.2) problematischer
als Unterlassungsgebote.
Die folgende, aus der Ökologiepflichtigkeit abgeleitete These: „Es gibt keine allgemeine
Umweltverschmutzungsfreiheit“ (Murswiek 1994: 79) ist umstritten. Murswiek begründet seine
These mit der „Voraussetzungshaftigkeit“ der (wirtschaftlichen) Betätigungsfreiheit, die
(jedenfalls) nicht den Zugriff auf Rechtsgüter Dritter (mit)gewährleiste. Dies gelte unstreitig für
den Zugriff auf das Eigentum Dritter. Es sei aber auch maßgeblich für den Zugriff auf
Gemeinschaftsgüter. Er gewährt demnach Gemeinschaftsgütern den gleichen Schutz wie
Privatgütern. „Die Belastung der Gemeinschaftsgüter Luft, Wasser und Boden, zu denen auch
die Folgewirkungen u.a. auf Tiere oder Pflanzen gezählt werden können, sei nicht lediglich
Freiheitsausübung, sondern Teilhabe. Diese aber müsse verfassungsrechtlich ausdrücklich

Eigentumsrechte als Voraussetzung für die Honorierung ökologischer Leistungen 81
gewährleistet oder wenigstens ableitbar sein“ (Murswiek 1994: 79 erläutert in Czybulka 1999: 9
f.). Murswiek unterscheidet demnach den Zustand der bloßen „Freiheitsausübung“ von dem der
„Teilhabe“ am Gemeinschaftseigentum.
An dieser Stelle sollen die interessanten Parallelen zu Kants Eigentumsauffassung 52 , aber auch
zu den ‚Locke’schen Bedingungen’ 53 verdeutlicht werden. Bereits seit Kant wird einer
‚naturrechtlichen Eigentumsbegründung’, nach der die hier betrachteten Fähigkeiten
ökologischer Systeme unabhängig von der Zustimmung der Gesellschaft als privates Eigentum
angesehen werden können, widersprochen. Lerch legt eindrucksvoll dar, dass bei genauerer
Betrachtung private Eigentumsrechte an knappen Ressourcen ohne Rückgriff auf
kontrakttheoretische Legitimation, also unabhängig von gesellschaftlicher Zustimmung, nicht zu
begründen sind, da weder die „Locke’schen Bedingungen“ noch die Interpretation Nozicks 54 als
„Paretoverbesserung“ für knappe Güter gelten (Lerch 1999: 402 ff.) 55 .
Vor diesem Hintergrund kann ‚Freiheitsausübung’ als Nutzung der Gemeinschaftsgüter unter
den „Locke’schen Bedingungen“ interpretiert werden. Kommt es jedoch zur Rivalität kann von
‚Teilhabe’ gesprochen werden. Interessant ist die Argumentation, dass eine Teilhabe
verfassungsrechtlich ausdrücklich gewährleistet oder wenigstens ableitbar sein muss. Dies
stimmt mit der in dieser Arbeit vertretenen Unterscheidung von Schaffung und Änderung von
Eigentumsrechten überein (vgl. Kap. 5.5). Die Übertragung dieser interessanten Gedanken von
Murswiek auf den Bereich des verfassungsrechtlichen Naturschutzes steht noch aus (Czybulka
1999).
Das Eigentum von Nutzern ökologischer Güter, hervorgehoben sei hier die Landwirtschaft, ist
verfassungsrechtlich mehrfach beschränkbar. Dies betrifft etwa das Grundwasser und den
gesamten Wasserhaushalt, der einer öffentlich-rechtlichen Benutzungsordnung unterworfen ist,
52
Die skizzierte Eigentumsauffassung Kants bezieht sich auf seine Überlegungen in „Metaphysische Anfangsgründe
der Rechtslehre“ von 1797.
53
Locke postuliert nicht nur das Naturrecht auf die Aneignung von Ressourcen, sondern auch immer eine
naturrechtliche Beschränkung des Eigentums, „wonach erstens bei jeder Aneignung genügend für andere übrig
bleiben muss und zweitens jeder sich nur soviel aneignen dürfe, wie er selbst verbrauchen kann. Niemand dürfe sich
mehr aneignen und dadurch anderen etwas vorenthalten“ (Lerch 1999: 405).
54
Nozick verbindet die Locke’sche Bedingung mit dem Pareto-Kriterium derart, dass durch die Aneignung
niemandes Position verschlechtert werden darf (Nozick 1974 in Lerch 1999).
55
De facto gestaltet sich dies jedoch anders. Jeder Verbrauch öffentlicher ökologischer Güter ist grundsätzlich so
lange erlaubt, wie nicht umweltpolitisch dagegen vorgegangen wird. Damit kommt dem ‚implizitem
Gemeinlastprinzip’ in der umweltpolitischen Praxis eine durchaus große Rolle zu (vgl. Thöne 2000).

82 Kapitel 5
die Privatnützigkeit aber auch völlig aufheben kann 56 . Darüber hinaus hat der Gesetzgeber
weitgehende Möglichkeiten, ‚Inhalt und Schranken’ des Eigentums zu bestimmen.
Schranken bzgl. der landwirtschaftlichen Nutzung (der Eigentumsrechte) hat der Gesetzgeber
z. B. im Bundes-Bodenschutzgesetz (BBodSchG) und auch im neuen Bundesnaturschutzgesetz
(BNatSchG) durch Vorschriften zur „Guten fachlichen Praxis der Landwirtschaft“ (§ 17
BBodSchG als Konkretisierung von § 7 bzw. § 5 BNatSchG) eingeführt. Es ist aber gerade für
die Nichtjuristen darauf hinzuweisen, dass derartige ‚ökologische Schranken’ oftmals weit davon
entfernt sind, direkt operativ in dem Sinne zu sein, dass man unmittelbare Verpflichtungen
daraus ableiten kann. So weist (Lübbe-Wolff 2000) darauf hin, dass § 7 BBodSchG für die
Eigentümer, Besitzer und Bearbeiter von Grundstücken zwar eine allgemeine Verpflichtung
statuiert, Vorsorge gegen die Entstehung schädlicher Bodenveränderungen zu treffen, die
Konsequenzen jedoch sehr bescheiden sind. „Wer dies unbefangen liest, wird meinen, damit sei
eine umfassende, durchsetzbare Rechtspflicht zu vorsorgendem Bodenschutz geschaffen. Dass
diese Verpflichtung z. B. der Landwirtschaft als dem größten Verursacher problematischer
Bodenveränderungen nur im Wege der Beratung nahe gebracht werden soll, der Sache nach
insoweit also gar keine rechtliche Verpflichtung, sondern nur ein guter Rat verankert ist, kann
der fortgeschrittene Jurist aus einem späteren Gesetzesabschnitt über die landwirtschaftliche
Bodennutzung und dessen Vergleich mit anderen, besser instrumentierten Teilen des Gesetzes
entnehmen. Die Verpflichtungsrhetorik des § 7 hat damit in weiten Teilen nur symbolischen
Charakter: Sie ist Bestandteil eines showbusiness, mit dem der Gesetzgeber dem Bürger (und,
diesen Eindruck wird man nicht los, ein Stück weit auch sich selbst) den Eindruck des
Wohlgeordneten zu verschaffen sucht“ (ebd.). Da verwundert es wenig, dass Anforderungen aus
dem BBodSchG keine Rolle bei der Beschreibung der Kriterien der Guten fachlichen Praxis zur
Abgrenzung von honorierungswürdigen ökologischen Leistungen der Landwirtschaft im
Rahmen der Verordnung VO (EG) 1257/1999 gespielt haben (vgl. Kap. 7.2.2.2 sowie Anlage A-
1 im Anhang).
Die verfassungsrechtlichen Bestimmungen bzgl. möglicher Distribution der Eigentumsrechte
spielen für die Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft eine außerordentliche
Rolle, da hiermit die Grenze zwischen honorierungswürdigen Leistungen (Voraussetzung von
privaten Eigentumsrechten an ökologischen Gütern) und der Ökologiepflichtigkeit (bestimmt
durch Regeln des Gemeineigentums) gezogen wird. Die durchaus schwierigen und teilweise
56 vgl. BVerfGE 58, 300 – Nassauskiesungsbeschluss

Eigentumsrechte als Voraussetzung für die Honorierung ökologischer Leistungen 83
ungeklärten Fragen, die damit bis heute verbunden sind, sollen daher an dieser Stelle
detailliertere Betrachtung finden. Es verbergen sich unter der Oberfläche eigentumsrechtlicher
Gemeinplätze ungelöste Probleme (Breuer 1999: 167).
Abbildung 14 stellt die im Folgenden beschriebenen Distributionsentscheidungen a) bis c) im
Überblick dar.
Distribution verfassungsrechtlich begründet
Distribution politisch
begründet (gebilligt)
Situationsgebundenes Eigentum an ökologischen Gütern
Art. 14 Abs. 1 S. 1 GG
de jure
Privateigentum
z.B.
§ 39
HeNatG
„eingeschränktes“
de jure
Privateigentum
de jure Gemeineigentum
z.B.
§ 71 IV
BbgNat
SchG
.
„eingeschränktes“
de facto Privateigentum/
de jure Gemeineigentum
Art. 14
Abs. 1
S. 2/
Abs. 2
GG
de jure Gemeineigentum
de jure
Gemeineigentum
Abbildung 14: Distributionsentscheidungen im Zuge der Verteilung der Eigentumsrechte an ökologischen
Gütern nach deutschem Recht
a) Distributionsentscheidung ‚Sozialpflichtigkeit’
Der Verfassung lässt sich keine Verpflichtung entnehmen, dem ökonomischen Effizienzziel
Rechnung zu tragen (Eidenmüller 1995: 445). „Andererseits setzt die Verfassung einer
derartigen Rechtspolitik aber auch nur in begrenztem Maße Schranken. Abgesehen von
unverhältnismäßigen Eingriffen in höchstpersönliche Rechtsgüter, besitzt der Gesetzgeber einen

84 Kapitel 5
relativ weiten Spielraum, wenn es darum geht, Rechtsnormen nach ökonomischen
Gesichtspunkten zu gestalten“ (ebd.: 449).
„Der Inhalt des Eigentums kann nicht beliebig definiert oder reduziert werden. Als
Schutzgegenstand des Rechtsinstitutes sowie des Grundrechts nach Artikel 14 Abs. 1 Satz 1 GG
muss das Eigentum ein verfassungsfestes Mindestmaß an Nutzungs- und Verfügungsfreiheit und
an Privatnützigkeit behalten“ (Breuer 1999: 167). Wird dieses verfassungsfeste Mindestmaß
eingeschränkt, handelt es sich um Enteignung. Distributionskriterium für die Aufteilung von
Privateigentum und Gemeineigentum ist die Sozialpflichtigkeit bzw. Ökologiepflichtigkeit.
Einschränkungen des Privateigentums halten sich im Rahmen der Sozialbindung, wenn ein
vernünftiger und einsichtiger Eigentümer diese von sich aus mit Rücksicht auf die gegebene
Situation hinnehmen würde 57 . Die Sozialbindung von Grundstücken ergibt sich aus ihrem
Zustand und ihrer Lage im Verhältnis zur Umgebung. Die privaten Nutzungsmöglichkeiten
(Eigentumsrechte) müssen sich an der jeweiligen ‚Lage’, seiner ‚Situation’ und den daraus
resultierenden Interessen orientieren. Die ‚Situationsgebundenheit’ eines Grundstücks bildet den
Grad der Inhalts- und Schrankenbestimmungen nach Artikel 14 Abs. 1 S. 2 GG und der
Gemeinwohlverpflichtung nach Artikel 14 Abs. 2 GG (Louis 1999: 186). „Auf jedem
Grundstück lasten gleichsam aus seiner Situationsgebundenheit abzuleitende immanente
Beschränkungen der Rechte des Eigentümers, aus denen sich die Schranken seiner Nutzungs-
und Verfügungsmacht ergeben. Eine situationsbedingte Belastung des Grundstücks kann
angenommen werden, wenn ein – als Leitbild gedachter – vernünftiger und einsichtiger
Eigentümer, der das Wohl der Allgemeinheit nicht aus den Augen verliert, von sich aus von der
geplanten Nutzung absehen würde“ 58 . Sozialbindung des Eigentums stellt keinen
„subsumtionsfähigen verfassungsrechtlichen Tatbestand dar, sondern ist die Umschreibung einer
Aufgabe an den Gesetzgeber“ (Osterloh 1991: 910). Mit welchen juristischen und
administrativen Instrumenten und mit welcher Tarierung der konfligierenden Rechte und
Pflichten die gebotene Balance zwischen Privateigentum und Schaffung von Gemeineigentum
hergestellt wird, ist grundsätzlich dem parlamentarischen Gesetzgeber überlassen (Breuer 1999:
172).
57 BGH, NVwZ 1984, 819
58 BGH, NVwZ 1984, 819, 821; NuR 1989, 407; OLG Celle, U. v. 21.4.1989

Eigentumsrechte als Voraussetzung für die Honorierung ökologischer Leistungen 85
Eine Naturschutzgebietsverordnung, die die Nutzbarkeit eines Grundstücks situationsbedingt
einschränkt, ist keine Enteignung im Sinne des Artikel 14 Abs. 3 GG, sondern eine Bestimmung
von Inhalt und Schranken des Eigentums im Sinne des Artikel 14 Abs. 1 S. 2 (vgl. Breuer 1999).
Obwohl Nutzungsbeschränkungen auf der Grundlage des Naturschutzes grundsätzlich zulässige
Inhaltsbestimmungen des Eigentums darstellen, muss es im Einzelfall bei unzumutbarer
Belastung zu einer Entschädigung kommen 59 (Hötzel 1994, Kimminich 1994). Damit kommen
wir zu den ausgleichspflichtigen Inhalts- und Schrankenbestimmungen.
b) Distributionsentscheidung ‚Verhältnismäßigkeit’
Schranken des Privateigentums bestimmen das Gemeineigentum. Auch dieses ist
verfassungsrechtlich gesichert (Art. 14 Abs. 1 Satz 2 GG). Eigentum verpflichtet. Sein Gebrauch
soll zugleich dem Wohle der Allgemeinheit dienen (Art. 14 Abs. GG). Wird durch diese
Schranken, durch die Schaffung von Gemeineigentum, unverhältnismäßig in Privateigentum
eingegriffen, kann der Gesetzgeber dazu veranlasst werden, eine finanzielle Entschädigung zu
gewähren. „Damit ist die problematische Rechtsfigur der so genannten ausgleichspflichtigen
Inhaltsbestimmung ins Spiel gebracht“ (Breuer 1999: 156). Derartige gesetzliche
Entschädigungsansprüche, die dem Verhältnismäßigkeitsausgleich dienen, sind nach Meinung
des BVerwG keine vermögensrechtlichen Ansprüche aus Aufopferung für das gemeine Wohl 60
(ebd.).
Der ökonomische Blick auf das Problem kann so interpretiert werden, dass aus
verfassungsrechtlicher Sicht der Gemeinschaft zugeteiltes Eigentum in Privateigentum
umverteilt wird (Distributionsentscheidung), für eine effiziente Allokation jedoch
Gemeineigentum notwendig ist, also eine Änderung des absoluten Privateigentums notwendig
wird (vgl. Kap. 5.5). Distributions- und Allokationsentscheidung fallen hier zusammen 61 . Man
könnte diese ‚Zwitterform’ als ‚eingeschränktes’ Privateigentum bezeichnen. Das
Distributionskriterium für derartiges Privateigentum ist die Verhältnismäßigkeit. Erst wenn
durch die verfassungsrechtliche Zuweisung von Eigentum an die Gemeinschaft dem betroffenen
59 BGHZ 125, 242, BVerwGE 94, 1
60 BVerwGE 94, 1 (7 f.).
61 Zur Rolle des Verhältnismäßigkeitsprinzips als ‚Brücke’ zwischen Recht und Ökonomik vgl. z. B. Ewringmann
(1999: 400): „Der Zweckrationalität, die in der Ökonomik als nutzenmaximierende Ressourcen- und
Güterverteilung, als kostenminimale Zielerreichung oder einfach als Effizienz zum Ausdruck gebracht wird,
entspricht nämlich im Recht weitgehend die Verhältnismäßigkeit mit ihren Teilkriterien.“ (vgl. auch Koenig 1994)

86 Kapitel 5
Privaten ein „Sonderopfer“ abverlangt wird, das eine erhebliche Belastung darstellt, muss eine
Umverteilung erfolgen (vgl. Czybulka 1999: 9). Alle Bundesländer haben Regelungen zu den
Inhalts- und Schrankenbestimmungen des Eigentums in ihren Gesetzen (vgl. Tabelle A-1 im
Anhang).
Vorgebrachte Kritik an dieser ‚Rechtsfigur’ lautet, dass eine gesetzliche Inhalts- und
Schrankenbestimmung, welche die Sozialpflichtigkeit des Eigentums in eine vollziehbare
Rechtsgestalt gießt und dadurch aktualisiert, dem Eigentümer nicht abgekauft zu werden braucht
(Breuer 1999: 173). (Breuer erkennt also nur die Distributionsentscheidung aufgrund der
Ökologiepflichtigkeit an.) Die Figur der ausgleichspflichtigen Inhaltsbestimmung weckt die
Fehlvorstellung, dass die gesetzliche Inhalts- und Schrankenbestimmung des Eigentums jenseits
einer gewissen Opferschwelle im Ergebnis ebenso oder ähnlich wie eine Enteignung
entschädigungspflichtig sei. Verfassungsrechtlich trifft dies nicht zu (ebd.).
c) Distributionsentscheidung ‚Erschwernis-/Härteausgleich’
Neben diesen rechtlich obligatorischen Distributionsentscheidungen kommt es in den letzten
Jahren gerade im Bereich Landwirtschaft und Naturschutz noch zu einer ‚politisch gebilligten’
Änderung der rechtlich abgesicherten Distribution. Es handelt sich dabei um so genannten
Erschwernis- oder Härteausgleich. Die Umverteilung baut auf Ermessensvorschriften auf, die
keinen Rechtsanspruch der Landwirte auf Ausgleichszahlungen begründen. Als Grenze für
mögliche Zahlungen wird oft die so genannte ‚Gute fachliche Praxis’ im Sinne der
allgemeinverbindlichen Regelungen in Gesetzen (z. B. PflSchG, BBodSchG) als Referenzwert
genutzt. Einschränkungen des Privateigentums, die z. B. in Naturschutzgebieten oberhalb der
Guten fachlichen Praxis liegen, können unter bestimmten Voraussetzungen ausgeglichen
werden. Es wird damit die Situationsgebundenheit ausgehebelt. Auf die Probleme, die mit dieser
Rechtsfigur in Zusammenhang stehen, wird ausführlich in Kapitel 7.2.2.2 eingegangen.
Eine erneute Betrachtung im Lichte der ökonomischen Eigentumsrechte lässt erkennen, dass
dabei eine de facto Umverteilung von Gemeineigentum in Privateigentum unter bestimmten
Voraussetzungen und in Abhängigkeit von Haushaltsmitteln vorgenommen wird. Dabei erfolgt
die (diesmal nur politisch gebilligte) Umverteilung wie bei den ausgleichspflichtigen Inhalts-
und Schrankenbestimmungen mit der Auflage, die de facto Eigentumsrechte der Gemeinschaft
wieder zu verkaufen.
Mehrere Bundesländer sehen die Möglichkeit entsprechender Umverteilungen vor, z. B. Bayern,
Brandenburg und Niedersachsen (vgl. Tabelle A-1 im Anhang). Ein genereller Vorrang des

Eigentumsrechte als Voraussetzung für die Honorierung ökologischer Leistungen 87
Vertragsnaturschutzes, wie ihn Sachsen vorsieht (§ 39 SächsNatSchG), ist ebenfalls hier
einzuordnen. Politisch begründet werden diese Zahlungen mit der Multifunktionalität der
Landwirtschaft, aber auch mit der besonderen Bindung der Landwirtschaft an die Fläche.
Gewarnt wird in diesem Zusammenhang davor, dass dieser Billigkeitsausgleich möglicherweise
auf Dauer die Rechtssprechung beeinflussen wird (Czybulka 1999: 9).
Ein weiteres Problem, das mit derartigen Billigkeitszahlungen in Verbindung steht, ist die
Verdrängung von intrinsischen Motivationen im Sinne von Umweltmoral bzgl. des
Umweltschutzes. Recht ist in der Lage, Präferenzen der Individuen zu verändern (Engel 2001:
7ff.) 62 . Dieses positive Potential des Rechtes kann jedoch durch den Einsatz von extrinsisch
motivierenden Maßnahmen, wie z. B. ökonomische Anreize, verdrängt oder gar zerstört
werden 63 . Neben der Änderung von Präferenzen kann auch die Möglichkeit des Rechts
Gerechtigkeitsvorstellungen zu verändern, indem es direkt an die soziale Identität appelliert
(ebd.), durch ökonomische Anreize abgeschwächt werden.
Akzeptanz von Rechtsnormen aufgrund der Legitimation 64 kann durch zusätzliche extrinsische
Maßnahmen gefährdet sein. Akzeptiert wird dann nur das, was bezahlt wird. Daraus kann sich
eine Subventionsmentalität bilden, wie sie teilweise der Landwirtschaft vorgeworfen wird (vgl.
Kap. 7.2.2.2).
5.6.2.2 Typisierung von positiven ökonomischen Anreizen entsprechend der
zugewiesenen Eigentumsrechte
In welchem Zusammenhang stehen Distributionsentscheidungen und die Honorierung
ökologischer Leistungen (der Landwirtschaft)? In Kapitel 4.1 wurde aufgezeigt, dass eine
Honorierung ökologischer Leistungen daran geknüpft ist, dass die Eigentumsrechte beim
62 Es kommt gar nicht selten vor, dass Normen, ökonomisch gesprochen, die Präferenzen ihrer Adressaten
verändern, wenn es der Norm gelingt, den Adressaten zu überzeugen. Die abstrakte Regel wird in einem zweiten,
rechtsstaatlichen Verfahren angewendet. In diesem Verfahren tritt die Rechtsordnung in den offenen Diskurs mit
dem Adressaten, der zu veränderten Präferenzen führen kann (ausführlich in Engel 2001: 7). Darüber hinaus führt
der Abbau von kognitiver Dissonanz zur Änderung von Präferenzen. Wenn sich der Normadressat der Norm nicht
entziehen kann, ist die Anpassung der Präferenzen ein Mittel, das Selbstwertgefühl zu stabilisieren (vgl. Engel 2001
mit weiteren Literaturangaben).
63 zum Verdrängen oder Zerstören von intrinsischer Motivation durch extrinsische Maßnahmen siehe Frey 1992,
1997, Frey & Busenhart 1995, Weck-Hannemann 1999; zur Relativierung der Bedeutung von Verdrängung
intrinsischer Werte aber auch Kirchgässner 1999
64 Der Adressat der Norm befolgt diese, obwohl er an seinen abweichenden Präferenzen und
Gerechtigkeitsvorstellungen festhält. Er akzeptiert den Normbefehl, weil er die Norm für einen legitimen Akt
staatlicher Herrschaft hält (Engel 2001: 8).

88 Kapitel 5
Leistungsempfänger liegen. Es muss privates Eigentum am ökologischen Gut vorliegen. Darüber
hinaus kann unterschieden werden, ob die Änderung der Eigentumsrechte durch freiwillige
Transaktion erfolgt, absolute Eigentumsrechte also mit Hilfe von relativen Eigentumsrechten
getauscht werden (‚Vertragsnaturschutz’), oder ob die Transaktion im Sinne der beschriebenen
Änderung der absoluten Eigentumsrechte hoheitlich erzwungen wird, weil der Markt zur
Organisation einer effizienten Allokation der Eigentumsrechte ausfällt (Entschädigung). Dies
kann gerade im Fall effizienter Allokation ökologischer Güter notwendig sein.
Im Rahmen dieser Arbeit werden alle Zahlungen für Transaktionen von privaten
Verfügungsrechten an ökologischen Gütern als Honorierung ökologischer Leistungen
bezeichnet, unabhängig von der Organisationsform (Markt oder gesellschaftliche Regeln). Damit
werden in dieser Arbeit Transaktionen von Rechten an ökologischen Gütern durch die Schaffung
und Durchsetzung von relativen Eigentumsrechten (‚Vertragsnaturschutz’) sowie hoheitlich
erzwungene Änderungen von absoluten privaten Eigentumsrechten als Honorierung
ökologischer Leistungen definiert.
Zahlungen im Rahmen des Erschwernis- und Härteausgleichs sind demnach keine Honorierung
ökologischer Leistungen, da der Zahlungsbezieher kein absolutes Privateigentum an den Gütern
besitzt. Derartige Zahlungen stellen Subventionen im Sinne der Typisierung in Abbildung 3 dar.
Würde jede politische Billigung einer Zahlung als Änderung der de jure Eigentumsrechte gelten,
wäre jede Subvention gerechtfertigt. Das Verursacherprinzip wäre nicht anwendbar.
Abbildung 15 stellt die unterschiedlichen Typen von Zahlungen für die Erbringung ökologischer
Leistungen entsprechend der Eigentumsrechte an ökologischen Gütern und in Abhängigkeit der
Organisation der Transaktion im Überblick dar. Eine effiziente Allokation der ökologischen
Güter kann, wie in Kapitel 5.3 ausführlich beschrieben, durch zwei Organisationsformen
geregelt werden, den Markt, als in unserer liberalen Gesellschaft präferierten, und den Staat, der
gemeinschaftliche Regeln aufstellt, die bei Marktversagen notwendig sind. Alle Zahlungen für
ökologische Leistungen, unabhängig der für die Transaktion notwendigen Organisationsform
(freiwillig oder erzwungen), werden als Honorierung ökologischer Leistungen betrachtet.

Rationalisierte Umweltziele als Ansatzstelle für die Honorierung ökologischer Leistungen 89
...wird durch Schaffung und
Durchsetzung relativer
Eigentumsrechte gewährleistet
de jure Privateigentum
am ökologischen Gut
Artikel 14 Abs. 1 S. 1 GG
Agrarumweltmaßnahmen
Abbildung 15: Typen der Zahlungen für ökologische Leistungen entsprechend der Eigentumsrechte und in
Abhängigkeit der Allokationsform
Für die Ausgestaltung der Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft ist die
formalrechtliche Unterscheidung von Entschädigung aus Enteignung und Entschädigung
aufgrund der Verhältnismäßigkeit bei Inhalts- und Schrankenbestimmungen des Eigentums von
großer Bedeutung. Eine Enteignung nach Artikel 14 Abs. 3 GG darf nur durch Gesetz oder
aufgrund eines Gesetzes erfolgen, das zugleich Art und Ausmaß der Entschädigung regelt
(Junktimklausel). Für eine Inhalts- und Schrankenbestimmung gilt die Junktimklausel nicht; die
Regelungen über die erforderliche Ausgleichspflicht sind nicht an Artikel 14 Abs. 3 GG zu
messen 65 (Louis 1999: 179 f.). Dies gewährt für die Honorierung ökologischer Leistungen der
Landwirtschaft im Sinne von ausgleichspflichtiger Inhalts- und Schrankenbestimmungen Raum
für neue Gestaltungsmöglichkeiten der Transaktion.
65 BGH, UPR 1992, 232
„eingeschränktes“
de jure Privateigentum
am ökologischen Gut
(ausgleichspflichtiges
Gemeineigentum)
Entschädigung
Honorierung ökologischer Leistungen
...wird über Änderung absoluter Eigentumsrechte gewährleistet
„eingeschränktes“
gebilligtes de facto
Privateigentum am
ökologischen Gut
(de jure Gemeineigentum)
Erschwernis-/
Härteausgleich
Subventionen
de jure
Gemeineigentum am
ökologischen Gut
Artikel 14 Abs. 1 S. 2 GG

90 Kapitel 6
6 Rationalisierte Umweltziele als Ansatzstelle für die Honorierung ökologischer
Leistungen
6.1 Definition und Bedeutung rationalisierter Umweltziele
Ohne präzise, quantifizierte und messbare Ziele ist der Versuch, das Leitbild einer Nachhaltigen
Entwicklung in die gesellschaftliche Realität der Bundesrepublik Deutschland umzusetzen, zum
Scheitern verurteilt (vgl. UBA 1997a: 32, Barth & Köck (Hrsg.) 1997).
Umweltziele stellen im ökonomischen Sinne Stellvertreter einer sich über den Markt nicht
äußernden individuellen Nachfrage dar (vgl. Kap. 5). Der Ruf nach Leitbildern und daraus
abgeleiteten Umweltzielen in den letzten Jahren, besonders im Bereich des klassischen
Naturschutzes, ergibt sich im ökonomischen Verständnis aufgrund des Marktversagens im
Bereich der ökologischen Güter. Die Notwendigkeit der Zielentwicklung kann ökonomisch
begründet werden und sollte nicht als Planungs- oder Regulierungswut der heutigen Gesellschaft
missverstanden werden. Gesellschaftliche Ziele sind immer dort notwendig, wo die individuelle
Nachfrage über den Markt nicht die aktuellen Präferenzen der Gesellschaft (Normen
eingeschlossen) widerspiegelt (widerspiegeln kann), wo Kollektiventscheidungen notwendig
sind 66 .
Mit dem Eingeständnis, dass wirtschaftliche Entwicklung der maßgebliche Motor für die
Entwicklung der Natur- und Kulturlandschaft ist 67 , dass z. B. der aus heutiger Sicht positive
Einfluss der Landwirtschaft im Hinblick auf die Artenvielfalt in der Kulturlandschaft im letzten
Jahrhundert Nebenprodukt einer nach Effizienz strebenden Landwirtschaft war, kann daraus die
Schlussfolgerung gezogen werden, Umweltprobleme müssen als ökonomische Probleme
wahrgenommen und gelöst werden, Naturkapital muss ökonomisches Entscheidungskriterium
werden. Das Primat des Ökonomischen (Adam 1996) ist lediglich das Primat zweckrationaler
Entscheidungen im Sinne des methodologischen Individualismus. Auf das Primat des
Ökonomischen kann es nur eine Antwort geben: Es müssen inhaltlich fassbare Typen von
66 „Oft müssen alle etwas Unterschiedliches tun – einer muss eine Feuchtwiese mähen, ein anderer einen Wald
naturnah bewirtschaften usw. – dies gelingt nur nach einem gemeinsamen, vorher gefassten Plan. Wir sahen
wiederholt, dass Kollektivanstrengungen und Pläne dem Prinzip des Individualismus keineswegs entgegenstehen
müssen. ... Die Antithese zur Individualität ist nicht die Kollektivität, sondern die Despotie, die Ausnutzung
kollektiver Arrangements zum Zwecke der Machtausübung, die ungerechtfertigten Einschränkungen des freien
Willens anderer“ (Hampicke 1992: 384).
67 „Wir versuchen erst seit vergleichsweise kurzer Zeit, die Entwicklung zukünftiger Landschaften durch Gedanken
des Natur- und Umweltschutzes zu beeinflussen und können dabei mit wachsenden Kenntnissen über ökologische
Zusammenhänge zwar immer präziser Aussagen zu Chancen der Potentialförderung und Störungsminderung treffen,
dieses Wissen stellt aber im besten Fall ein flexibles Gegengewicht dar; den Umfang der Realisierung bestimmten
vor allem ökonomische Voraussetzungen und politische Strukturen“ (Roweck 1996: 137).

Rationalisierte Umweltziele als Ansatzstelle für die Honorierung ökologischer Leistungen 91
Naturkapital (vgl. Ott 2001) in Form von ökologischen Gütern wenigstens ansatzweise positiv
bestimmt werden. Die ökologischen Güter sind quasi die Grundeinheit einer Nachhaltigen
Entwicklung. In dieser Grundeinheit findet eine Verknüpfung der drei Säulen der Nachhaltigkeit
‚Ökologie’, ‚Ökonomie’ und ‚Soziales’ statt (vgl. Kap. 5.2). Die pessimistische Ausrichtung auf
die „Spielräume“ 68 , die die wirtschaftliche Entwicklung dem Naturschutz überlässt, lässt Natur-
und Umweltschutz in der reaktiven Rolle verbleiben. Der Natur- und Umweltschutz hat im
ökonomischen Sinne (vgl. Internalisierungsansatz bzw. öffentliche Güter) weitaus bessere
Argumente und sollte sich nicht mit dem ‚Lückenfüller’ zufrieden geben. In Kapitel 3.1.3 wurde
vielmehr gezeigt, dass die Ökonomie im Sinne des Standard-Preis-Ansatzes auf das ‚Primat’
anderer Disziplinen angewiesen ist. „Rationale Umweltsteuerung setzt also zunächst ganz
allgemein voraus, dass umweltschützender Staatsinterventionismus auf bestimmte
gesellschaftliche Zielvorstellungen des Umweltressourcengebrauchs ausgerichtet werden kann,
kurz: dass operationale Zielgrößen der Steuerung überhaupt existieren“ (Gawel 1999: 243 f.).
„Unter Operationalisierung versteht man die Übersetzung von theoretischen Konstrukten in
Beobachtungsbegriffe, wir ersetzen also etwas, was wir nicht beobachten können, durch etwas,
was unseren Sinnen oder unseren Messgeräten zugänglich ist“ (Romahn 2003: 183).
Rationalisierte Ziele stellen operationalisierte ‚vernünftige’ Ziele (normative Vorgaben) dar, die
den Zweck einer Ziel-Mittel-Rationalität erfüllen. Zweckrationalität wird mit ökonomischen,
aber auch mit ordnungsrechtlichen Instrumenten verfolgt. „Ökonomik und Rechtswissenschaft
folgen gleichermaßen einem Konzept der Zweckrationalität. Unterschiedliche Beurteilungen von
umweltpolitischen Instrumenten aus ökonomischer und rechtlicher Sicht müssen daher entweder
auf unterschiedlichen Zielen bzw. Zwecken beruhen oder aber auf unterschiedliche Hypothesen
über instrumentelle Wirkungen zurückzuführen sein“ (Ewringmann 1999: 399). Der Zweck
bestimmt die Anforderungen, die rationale Ziele erfüllen müssen. Die Rationalisierbarkeit der
Ziele bestimmt umgekehrt den Zweck, den diese erfüllen können. Genau dieser Dualismus muss
bei der Entwicklung von Mitteln (Instrumenten) zur Erreichung von Zielen Beachtung finden.
Die einzelnen umweltpolitischen Instrumente weisen eine „höchst unterschiedliche Zielreferenz“
auf (Gawel 1999: 249).
68 „Wenn der Umfang des Machbaren ohnehin nur wenig von den Ereignissen ökologischer Forschung abhängt,
macht es Sinn, auch unsere Bewertungssysteme auszurichten auf eine maximale Nutzung der sich durch wechselnde
ökonomische Rahmenbedingungen auftuenden Spielräume. Wenn Naturschutz im Wesentlichen als Lückenfüller
agiert, dann sollte dies wenigstens auf eine Art und Weise geschehen, bei der zur Verfügung stehende Freiräume
maximal genutzt werden können“ (Roweck 1996: 137).

92 Kapitel 6
Die Honorierung ökologischer Leistungen als ökonomisches Instrument bedarf einer
Rationalisierung im Sinne einer strikten Ziel-Mittel-Orientierung (Gawel 1999). Das
Anspruchsniveau umweltökonomischer Instrumente, wie der Honorierung ökologischer
Leistungen, ist faktisch höher als z. B. beim Ordnungsrecht (vgl. zur umweltpolitischen
Mengensteuerung Maier-Rigaud 1994: 17). Es müssen verbindliche substitutionale
Zielstrukturen geschaffen werden, die es gestatten würden, „bei der Mikroallokation
definitionsgemäß alles zuzulassen, was nur per Saldo mit der Zielbedingung vereinbar ist“
(Gawel 1999: 245) (vgl. Kap. 6.3.4) 69 . Ordnungsrecht kann sich unbestimmter Rechtsbegriffe
bedienen und damit formal regeln. Die Spezifizierung wird an die untergesetzliche Ebene
weitergeleitet bzw. von einer Einzelfallentscheidung abhängig gemacht. Einzelfallentschei-
dungen haben den Vorteil, dass man in vielen Fällen erst auf der Objektebene der Komplexität
ökologischer Systeme, der regionalen oder sogar lokalen naturräumlichen Vielfalt, gerecht
werden kann. Einschränkend muss jedoch auch berücksichtigt werden, dass damit in vielen
Fällen lediglich der Schein des ‚Geregelten’ aufgebaut, Recht geschaffen, aber aufgrund der
Unbestimmtheit teilweise nicht vollzogen wird (vgl. dazu auch ‚Symbolisches Umweltrecht’
Lübbe-Wolff 2000). Denn mit dem Rückgriff auf unbestimmte Rechtsbegriffe ist gerade noch
nicht der Schritt zu positivem Recht vollzogen. Umweltgesetze werden fast immer erst durch
Umweltstandards vollzugsreif. Vor allem unbestimmte Rechtsbegriffe, die den
aufrechtzuerhaltenden oder anzustrebenden Umweltzustand umschreiben, sind ohne solche
Konkretisierung nicht handhabbar. Deshalb kommt es entscheidend darauf an, von wem und in
welchem Verfahren etwa technische Regeln, Grenzwerte, Messverfahren festgelegt werden
(Salzwedel 1987, zu Grenzwerten grundlegend Winter (Hrsg.) 1986). Für den Naturschutz wies
Czybulka (2000: 17) darauf hin, dass nur das gut geschützt werden kann, was gut definiert ist.
Während im Ordnungsrecht also mit Hilfe unbestimmter Rechtsbegriffe formal eine Steuerung
erfolgen kann, sind für die Anwendung ökonomischer Instrumente verbindliche substitutionale
Zieldefinitionen erforderlich. Die Zieleinhaltung selbst garantiert dann annahmegemäß auch
zugleich ökologische Effektivität (vgl. Gawel 1999). Ist z. B. das umweltpolitische Ziel eine
Verminderung der Emission von Stickstoff um 50 % in einem definierten Honorierungsgebiet, so
darf es für die Effektivität (ökologische Wirkung) keinen Unterschied machen, wo die Emission
verringert wird. Die möglichen Allokationen müssen einander ökologisch äquivalent sein und
69 Bei ökonomischen Instrumenten, wie der Honorierung ökologischer Leistungen, sind abschließende Verträge
notwendige und keine relationalen Verträge (vgl. zu relationalen Verträgen, in denen lediglich die „Beherrschung
und Überwachung“ von Vertragsbeziehungen geregelt werden, Williamson 1990: 36).

Rationalisierte Umweltziele als Ansatzstelle für die Honorierung ökologischer Leistungen 93
dies in räumlicher, zeitlicher und sachlicher Dimension (vgl. u. a Michaelis 1996, SRU 1994,
Huckestein 1993).
Derart rationalisierte Ziele, die eine Ziel-Mittel-Orientierung erlauben, haben Eigenschaften von
Indikatoren im Sinne von Umweltindikatoren.
In dieser Arbeit wird folgende Definition von rationalisierten Umweltzielen verwendet:
Umweltziele. Die Agrarumweltindikatoren sind dabei repräsentative Mess- und Kenngrößen von
Qualitätszielen der durch die agrarische Nutzung modifizierten Umwelt, die rationales Handeln
ermöglichen. Das Umweltziel ist das Indikandum (Sinn des Indikators), der Zweck der
Indikatoren ist die Verbindung von Ziel und Mittel zur Erreichung des Ziels.
Das Problem der Rationalisierung von Umweltzielen spitzt sich im Bereich der Honorierung
ökologischer Leistungen der Landwirtschaft auf die Entwicklung von Agrarumweltindikatoren
zu, die rationales Handeln ermöglichen. Agrarumweltindikatoren im hier diskutierten
Zusammenhang sollen es ermöglichen, die angestrebte Allokation ökologischer Güter (nützliche
Umweltziele) auf kürzestem Wege zu erreichen (zum zugrunde liegenden Verständnis von
„rationalem Handeln“ vgl. Fechner, 1956: 98). Dies entspricht bei Erweiterung des
Effizienzkriteriums um das Distributionskriterium der ‚Gerechtigkeit’ nicht nur dem
‚ökonomischen’, sondern auch dem ‚juristischen’ Rationalitätsverständnis, wonach gesetzliche
Regulierung dann rational ist, „wenn es ihr gelingt, die intendierten Ziele auf möglichst
(ressourcen-)schonendem Wege zu erreichen und dabei der Gerechtigkeitsidee 70 zu entsprechen“
(Führ 1999: 195). Als Voraussetzung für eine effiziente Allokation ökologischer Güter wurde in
Kapitel 5 die Schaffung bzw. Änderung sowie die Durchsetzung von Eigentumsrechten
diskutiert. Die hier diskutierten Agrarumweltindikatoren müssen demnach den Zweck der
Schaffung und Durchsetzung von Eigentumsrechten erfüllen (vgl. Kap. 6.3.3). Die Zuweisung
der Eigentumsrechte an ökologischen Gütern ermöglicht erst eine Einbeziehung dieser Güter in
rationale Entscheidungen, ermöglicht eine „Investition in Naturkapital“ (vgl. Daly 1999).
Der Ansatz, Umweltziele über eine ökonomische Integration zu realisieren, ist alles andere als
neu. Vielmehr ist dieser Ansatz im Sinne des ‚Internalisierungskonzeptes’ in der Ökologischen
70 Die Gerechtigkeitsidee im Einzelfall mit Leben zu füllen bedeutet „für den konkreten Regelungsbereich eine
jeweils spezifische Balancierung zu suchen von Gleichheit und Gegenseitigkeit vor dem Hintergrund des Prinzips
der Verallgemeinerung; mithin eine Balancierung jener Elemente, die Kant im kategorischen Imperativ
zusammenführt (Führ 1999: 194, vgl. auch Hruschka 1987).

94 Kapitel 6
Ökonomie aber auch in der Ressourcenökonomie im Zusammenhang mit der Nachhaltigen
Entwicklung das zentrale Thema. Das Integrationskonzept hebt sich von dem so genannten
Säulen-Modell (Umwelt, Soziales, Ökonomie) der Nachhaltigen Entwicklung ab (vgl. Enquete-
Kommission „Schutz des Menschen und der Umwelt“ 1998). Als Fehler des Säulen-Modells
kann angesehen werden, dass es die Ebene der eigentlichen Konzeptionalisierung überspringt.
Dadurch ist es trotz seiner vordergründigen politischen Anschlussfähigkeit wohl auch für die
Politik letztlich nur als rhetorische Mehrzweckfloskel im Dienste symbolischer Umweltpolitik
(kritisch zur symbolischen Umweltpolitik Lübbe-Wolff 2000) attraktiv. Im ernsthaften
politischen Geschäft ist es unklar, worin der Mehrwert der Nachhaltigkeitsidee gegenüber den
etablierten Feldern der Wirtschafts-, Wissenschafts-, Sozial-, Bildungs- und Umweltpolitik
sowie der Integration von Zielen im Rahmen der Ressortabstimmung liegt. Das Konzept öffnet
der Beliebigkeit Tür und Tor. Die Säulen fungieren gleichsam wie „Wunschzettel“ (Brand &
Jochum 2001: 75), in die unterschiedliche Akteure ihre Positionen und Interessen eintragen
können (Ott 2002, SRU 2002a). In gleicher Richtung argumentiert der Rat von Sachverständigen
für Umweltfragen, indem er kritisch anmerkt, dass die Nachhaltigkeitsidee untergraben werde,
wenn die Idee jeweils in den drei Säulen Ökologie, Ökonomie und Soziales unabhängig
voneinander realisiert werden soll (vgl. SRU 1994). Versteht man Nachhaltigkeit als eine Art
von Dach, das von den diversen Säulen getragen wird, erhöht dies die Verwirrung nur (Ott
2002). Maßgebende Indikatorensysteme für eine Nachhaltige Entwicklung setzen sich daher über
die eindimensionale Zielsetzung ‚Ökonomie’, ‚Ökologie’ und ‚Soziales’ hinweg und bilden
gezielt mehr als eine Dimension durch mehrere Indikatoren ab (vgl. UN 2001, Jörissen et al.
1999). Schlüsselwort für das Gesamtkonzept der Nachhaltigkeit ist in den international
ausschlaggebenden Dokumenten (Brundtland-Bericht, Agenda 21, UN-Indikatoren)
„Integration“ und nicht „Kompromiss“ (vgl. Morosini et al. 2001b).
Dass ein Integrationskonzept jedoch bei fehlender Möglichkeit der individuellen
Präferenzermittlung auf eine Umweltzielqualifikation mit hohen Ansprüchen angewiesen ist,
wird vielfach zu wenig diskutiert 71 . „Mit den Fragen, ob eine derartige Zielstruktur jeweils
überhaupt existiert oder auch nur sinnvoll errichtet werden kann, hat sich die Ökonomik bisher
freilich kaum auseinandergesetzt. Stattdessen werden entsprechende ‚Gegebenheiten’ für den
Einsatz ökonomischer Modellinstrumente kurzerhand postuliert“ (Gawel 1999: 245). Dies ist
71 Eingehender diskutiert wird hingegen im Rahmen der Umweltökonomie das Problem der Rationalisierung aus
dem Blickwinkel der Politischen Ökonomie vgl. u.a. Endres & Finus 1997, Franke 1996, Kirsch 1997, Zimmermann
2000.

Rationalisierte Umweltziele als Ansatzstelle für die Honorierung ökologischer Leistungen 95
besonders verwunderlich, da das Fehlen derartiger quantifizierbarer Indikatoren im Sinne von
rationalisierten Umweltzielen im Bereich des Ordnungsrechtes seit Jahrzehnten in der
Rechtswissenschaft diskutiert wird (vgl. z. B. Breuer 2000).
Von Seiten der ökosystemaren Forschung liegt in den Anforderungen, die rationalisierte
Umweltziele erfüllen müssen, das größte Hindernis, das einer Internalisierung entgegensteht.
Eine Nachhaltige Entwicklung in dem hier vertretenen Verständnis ist jedoch ohne rationalisierte
Ziele nicht möglich. Den Anforderungen und damit verbundenen Problemen der
Rationalisierung von Zielen im Sinne der Entwicklung der oben beschriebenen Indikatoren
widmet sich Kapitel 6.3. Im Kapitel 8 wird anhand aktueller Beispiele demonstriert, dass eine
Rationalisierung der Ziele und die Verknüpfung selbst mit ergebnisorientierten
Honorierungsinstrumenten sowohl im biotischen als auch abiotischen Bereich möglich sind.
6.2 Minimierungsstrategie als Alternative zur umweltzielorientierten Strategie
6.2.1 Abgrenzung der Minimierungsstrategie von der umweltzielorientierten
Strategie
Eine Alternative zur umweltzielorientierten Strategie stellt die Minimierungsstrategie dar 72 (vgl.
z. B. Roweck 1995). Im Weiteren soll der grundsätzliche Ansatz dieser Minimierungsstrategie
diskutiert werden.
Die Minimierungsstrategie unterscheidet sich von der umweltzielorientierten Strategie dadurch,
dass kein Bezug zu Umweltzielen hergestellt wird. Bei der Minimierungsstrategie erfolgt eine
Ausrichtung an Mitteln statt an Zielen (vgl. Rehbinder 1997: 313). Ansatzstelle der Steuerung
sind keine Maßnahmen-Indikatoren sondern Maßnahmen. Damit entziehen sich
Minimierungsmaßnahmen einer systematischen Erfolgskontrolle. Die Maßnahmen sind Ziel und
zugleich Mittel. Der Erfolg muss als gegeben betrachtet werden, wenn die Maßnahme korrekt
durchgeführt wurde. Eigentumsrechte setzen an Maßnahmen an.
Im Gegensatz dazu sind Maßnahmen zu sehen, die zu Umweltqualitätszielen in direkter
Verbindung im Sinne einer Ziel-Mittel-Beziehung stehen. Werden Eigentumsrechte an derartige
Maßnahmen geknüpft, stehen die Maßnahmen zu den Umweltqualitätszielen in einer Indikator-
Indikandum-Beziehung (vgl. Kap. 6.1). Werden Eigentumsrechte an derartige Maßnahmen-
72 Minimierung im Verständnis einer Reduktion des Eingreifens.

96 Kapitel 6
Indikatoren geknüpft, wird die Schaffung der Eigentumsrechte der umweltqualitätsziel-
orientierten Strategie zugeordnet. Eine Effizienzbetrachtung und Erfolgskontrolle ist prinzipiell
möglich. In Abbildung 16 wird die Unterscheidung der umweltzielorientierten Strategie und der
Minimierungsstrategie auf der Grundlage der Ansatzstelle für Eigentumsrechte dargestellt.
ja
Abbildung 16: Vorsorgestrategien der Umweltpolitik und deren mögliche Ansatzstellen für entsprechende
Eigentumsrechte
Die Begründung für die Verknüpfung von Eigentumsrechten mit Maßnahmen-Indikatoren
anstelle von Zustands-Indikatoren liegt aus ökonomischer Sicht bei den Transaktionskosten.
Neben Transaktionskosten der Zielentwicklung sind weitere Transaktionskosten des
„Institutionellen“ (Gawel 1996: 23) für eine Schaffung und Durchsetzung von effizienten
absoluten Eigentumsrechten notwendig. Neben den Kosten für die Zielentwicklung spielen vor
allen Dingen Überwachungskosten eine entscheidende Rolle (vgl. z. B. Huckestein 1993). Bei
der Schaffung und Durchsetzung von relativen Eigentumsrechten als Voraussetzung für
ökonomische Instrumente kommen weitere Kostengesichtpunkte hinzu (z. B. Kosten für die
Koordination über Märkte – Suchkosten). Die Bedeutung von Transaktionskosten wurde bereits
ausführlich in Kapitel 5.4.2 diskutiert.
nein
Umweltqualitätszielorientierte Strategie Minimierungsstrategie
Ansatzstelle der
Eigentumsrechte:
Zustands-Indikator
Bezug zu rationalisierten Umweltqualitätszielen
Ansatzstelle der
Eigentumsrechte:
Maßnahmen-Indikator
Ansatzstelle der
Eigentumsrechte:
Maßnahmen
Umwelthandlungsziele können eine Alternative zu Umweltqualitätszielen darstellen, wenn diese
nicht quantitativ ausgedrückt werden können. In diesen Fällen können Maßnahmen, die einen
Beitrag zum Erreichen des Ziels leisten, zur Konkretisierung des Umweltziels herangezogen
werden (Köck 1997b). In diesem Verständnis operationalisieren die Maßnahmen die

Rationalisierte Umweltziele als Ansatzstelle für die Honorierung ökologischer Leistungen 97
Umweltqualitätsziele (Rehbinder 1997). Dabei können den Zustands-Indikatoren auch
Immissions-Indikatoren und den Maßnahmen-Indikatoren Emissions-Indikatoren zugeordnet
werden (vgl. Kap. 6.3.1).
Wenn eine Indikator-Indikandum-Beziehung zwischen der Maßnahme und dem Umweltziel
vorliegt, kann die ‚Ansatzstelle’ Maßnahmen-Indikator bei Berücksichtigung aller
Transaktionskosten die effiziente sein.
Formell ist strikt zwischen der Minimierungsstrategie, bei der Eigentumsrechte an Maßnahmen
geknüpft werden, und der umweltzielorientierten Strategie, bei der die Eigentumsrechte an
Zustands- oder Maßnahmen-Indikatoren geknüpft werden, zu unterscheiden (vgl. Abbildung 16).
Diese Unterscheidung spielt gerade für die Anwendung von ökonomischen Instrumenten zur
effizienten Allokation der Eigentumsrechte eine entscheidende Rolle, wie die in Kapitel 6.2.2
folgenden Betrachtungen zeigen.
6.2.2 Minimierungsstrategie – tatsächlich eine Alternative zur umweltzielorientierten
Strategie?
Das Verständnis, dass rationale Umweltpolitik lediglich an qualifizierten Zielen ansetzen kann,
steht in einem gewissen Widerspruch zur realen (Agrar-)Umweltpolitik. Tatsächlich findet
sowohl im Ordnungsrecht als auch im Bereich der Honorierungsinstrumente der Landwirtschaft
überwiegend eine Orientierung auf die Minimierungsstrategie statt.
Der Minimierungsstrategie liegen keine (es bedarf dieser nicht!) im Voraus exakt festgelegten
Umweltqualitätsziele zugrunde, sondern das Ziel ist z. B. im zentralen Bereich der Stoffeinträge
darauf gerichtet, „einzelbezogene Stoffeintragsreduktion nach technischer Möglichkeit zu
verfügen“ (vgl. Köck 1999a: 331). Allgemeiner formuliert, wird mit dieser
Minimierungsstrategie beabsichtigt, die mit menschlichen Aktivitäten verbundenen negativen
Auswirkungen auf die ‚Ökosysteme’ so gering wie möglich zu halten. Dass es dabei nicht um
eine Totalvermeidung gehen kann, ist rechtlich festgelegt. Die in Artikel 20a GG begründete
Pflicht des Staates zum Umweltschutz beinhaltet nicht, dass der Gesetzgeber normativ
verpflichtet wäre, jeden Umweltschaden zu verhindern oder gar jede Gefahr eines
Umweltschadens im Vorfeld abzuwehren. „Umweltschutz ist nicht ein absolutes bzw. prioritäres,
sondern ein relatives, im Verhältnis zu anderen Schutzgütern auszubalancierendes und
auszugleichendes Schutzgut“ (Scholz 1996: Rn 41, vgl. statt vieler Murswiek 1996). Es bedarf in
der Konsequenz einer Referenz, erst dadurch erhält die Minimierungsstrategie ihren
Umsetzungsbezug. Wenn die Antwort auf die Frage „Wie viel Natur brauchen wir denn

98 Kapitel 6
eigentlich?“ die ist: „So viel wie möglich“ (Roweck 1996: 129), wird der Referenzbedarf
überdeutlich 73 .
In der Praxis orientieren sich Minimierungsgebote daher regelmäßig an der wirtschaftlichen
Vertretbarkeit und dem ‚Stand der Technik’ bzw. dem ‚Stand der Wissenschaft und Technik’
(vgl. UBA 1994). Die Minimierungsstrategie wird auch als ‚technikorientierte Strategie’
bezeichnet. Eine Legaldefinition zum ‚Stand der Technik’ gibt z. B. das Bundes-
Immissionsschutzgesetz: „Entwicklungsstand fortschrittlicher Verfahren, Einrichtungen oder
Betriebsweisen, der die praktische Eignung einer Maßnahme zur Begrenzung von Emissionen
gesichert erscheinen lässt“ (§ 3 Abs. 6 S. 1 BImSchG), oder das Wasserhaushaltsgesetz: „Stand
der Technik ... ist der Entwicklungsstand technisch und wirtschaftlich durchführbarer
fortschrittlicher Verfahren, Einrichtungen oder Betriebsweisen, die als beste verfügbare
Techniken zur Begrenzung von Emissionen praktisch geeignet sind“ (§ 7a S. 5 WHG). Dabei ist
neben der Fortschrittlichkeit und der Gewähr für die praktische Eignung einer technischen
Maßnahme insbesondere auch die wirtschaftliche Durchführbarkeit zu berücksichtigen. Es reicht
nach § 7 a WHG nicht mehr aus, dass die praktische Eignung einer Maßnahme zur
Emissionsbegrenzung als gesichert erscheint. Es wird explizit verlangt, dass die Techniken
praktisch geeignet sind, das heißt, neben den wissenschaftlich-technischen Kriterien muss auch
die wirtschaftliche Durchführbarkeit sichergestellt sein (Pennekamp 1999).
Rückblickend auf die Überlegungen zur starken Nachhaltigkeit (vgl. Kap. 5.2) kann die
Minimierungsstrategie prinzipiell unterstützt werden, die Frage ist jedoch, ob bei der Referenz
‚Stand der Technik’ tatsächlich ‚so viel wie möglich Natur’ vor dem Hintergrund
wirtschaftlicher Entwicklung erhalten bleibt? Es ist klar, dass Referenzen wie ‚Stand der
Technik’ einer Präzisierung bedürfen. Dies geschieht im Rahmen der Standardsetzung in
Verordnungen und Verwaltungsvorschriften. Dabei weist Gawel (2000: 114) auf das Problem
hin, dass das Ordnungsrecht nicht nur u. U. entbehrliche Individualisierungen umweltpolitischer
Allokationsvorgaben schafft, sondern darüber hinaus sogar zur Fixierung konkreter technischer
Lösungen neigt, dem Normadressaten also zugleich den Weg zur Erfüllung der ihm gestellten
Anforderungen vorschreibt. Die Emissionsstrategie wird zum großen Teil über
Referenztechnologien umgesetzt. Selbst wenn es zu Emissionswerten als Richt- oder Grenzwerte
kommt, stellen diese „lediglich Konkretisierungen bestimmter Techniklösungen“ dar. „Sie
73 Diese Forderung resultiert aus der Erkenntnis der Vielfalt ökologischer Systeme und der damit verbundenen
Unsicherheit bzgl. von Aussagen zur Entwicklung sowie Aussagen auf der Typusebene. Gerade diese sind jedoch in
den meisten Fällen Voraussetzung für aktive Steuerung (vgl. auch Kap. 6.3.5.1).

Rationalisierte Umweltziele als Ansatzstelle für die Honorierung ökologischer Leistungen 99
müssen auch durch entsprechend machbare Lösungen konkret gedeckt sein, gerade weil sie
umweltqualitätsunabhängig eingefordert werden und dem Verhältnismäßigkeitsgebot
unterliegen“ (ebd.: 116). Merkel (1989: 66) beschreibt das Dilemma, in dem sich die
Gesetzgeber bei der Verordnung von Grenzwerten nach dem ‚Stand der Technik’ befinden: „Die
Technik schreibt dem Recht vor, welche Grenzen das Recht der Technik vorschreiben darf“
(zitiert in Michaelis 1996: 50). Dabei kommt es zum viel beschriebenen „Stagnationskartell der
Insider“ (Endres 1994: 131). Der technologische Wettbewerb ist nicht an der bestmöglichen
Vermeidung von Belastungen ausgerichtet, sondern auf die kostenminimierende Einhaltung von
administrativ vorgegebenen Technologienormen reduziert. „Das Erfordernis der wirtschaftlichen
Durchführbarkeit verleiht dem Normadressaten Macht, die Entwicklung grundlegender
umwelttechnischer Neuerungen zu blockieren und betriebliche Informationen über verfügbare
Potentiale einer verbesserten Emissionsvermeidung nicht zur Weiterentwicklung des Standes der
Technik zu nutzen. Daher ist von einem passiven Verhalten der Anbieter relevanter
Informationen auszugehen, das sich primär auf die Erfüllung des durch Verwaltungsvorschriften
determinierten technischen Status quo beschränkt“ (Pennekamp 1999: 220). Praktische
Umweltpolitik der Minimierungsstrategie stellt sich „als mengenweiche Richtungs-
(Demeritorisierungs-)Politik dar, die ihre ‚impliziten Ziele’ an technische Machbarkeitsnormen
der Rückhaltetechnik überantwortet (‚Stand der Technik’) und ihre Zielerfüllung an die
Leistungen eines dezentralen, einzelfallorientierten Vollzugsapparates delegiert“ (Gawel 1999:
250, vgl. auch Gawel 1995: 217 ff.). Die technikorientierte Vorsorgestrategie ist das Gegenteil
einer ökonomischen Preis- und Mengensteuerung (Meßerschmidt 1999: 366). Von Seiten der
Ökonomie, aber auch der Rechtswissenschaft werden gegen diese Minimierungsstrategie immer
wieder Vorbehalte und Effizienzvorwürfe geäußert (z. B. Rehbinder 1989, Kloepfer & Reinert
1995, Steinberg 1998, Gawel 1994, Gawel 1999, Gawel 2000 74 ). Stellvertretend für die
Effizienzkritik: „Emissionsströme werden nicht wirkungsorientiert gesteuert, sondern im Wege
pauschaler Minderungen, die mancherorts zu gering, mancherorts dagegen übertrieben ausfallen
dürfen. Fälschlicherweise gehen schadstofffixierte Steuerungsmuster oft einher mit einer
fallweisen Regulierungspräferenz zugunsten einzelner Sektoren. So provoziert sie
sektorspezifische Lösungen, obwohl eine ökonomisch rationale Zielfindung eine
sektorübergreifende Sicht erfordert. Nur so wäre gewährleistet, dass derjenige zur
Emissionsminderung beiträgt, der dies am kostengünstigsten bewerkstelligen kann. Damit sind
74 bzgl. der Vorgabe der Mittel (Referenztechnologie) vgl. auch die Kritik zur maßnahmenorientierten Honorierung
(Kap. 4.2.2)

100 Kapitel 6
die volkswirtschaftlichen Kosten der Emissionsorientierung insgesamt hoch“ (Ewers & Hassel
2000: 49).
Wird die Minimierungsstrategie im Lichte der Eigentumsrechte betrachtet, so werden hierbei
stets unvollständige Eigentumsrechte an dem knappen Gut verteilt. Erlaubt ist alles was nicht
verboten ist. Allgemein trifft jedoch zu, was Gawel (1994: 89) über Eigentumsrechte im Zuge
von Genehmigungen ausführte. Wie bei traditionellen Genehmigungsbescheiden werden
wirtschaftliche Handlungsrechte über Umweltmedien gewährt. Diese stellen jedoch keine Lizenz
(‚Zertifikat’) im wirtschaftstheoretischen Sinne dar. Der Abstand eines traditionellen
Genehmigungsbescheides von vollkommen spezifizierten, unabgeschwächten und vollkommen
zugewiesenen Verfügungsrechten „im Sinne des property rights-Paradigmas bedarf erst noch der
detaillierten Klärung und bleibt eine Herausforderung für die umweltökonomische Forschung“
(Gawel 1994: 89).
Mit jeder Änderung der wirtschaftlichen Rahmenbedingungen, die Auswirkungen auf das
knappe ökologische Gut haben, muss von Seiten des Staates überprüft werden, ob
gegebenenfalls neue Verfügungsrechte geschaffen werden müssen. Der zentrale
Regulierungsbedarf ist als hoch anzusehen. Die zentrale staatliche Anpassung ist der
wirtschaftlichen Entwicklung nachgeschaltet. Es kann von einer zentralen, reaktiven Strategie
gesprochen werden, für deren Durchsetzung jedoch ein dezentraler, einzelfallorientierter
Vollzugsapparat notwendig ist (s.o.).
Würden effiziente, vollkommene Eigentumsrechte an den knappen ökologischen Gütern
vergeben, muss der Staat lediglich bei auftretenden Knappheiten bzw. entsprechender Nachfrage
nach dem ökologischen Gut Eigentumsrechte schaffen. Die Eigentumsrechte bestimmen dann
die künftige wirtschaftliche Entwicklung bzgl. des knappen Gutes. Die jeweiligen
wirtschaftlichen Anpassungsvorgänge erfolgen durch die Wirtschaftssubjekte dezentral. Es kann
von einer dezentralen, reaktiven Strategie gesprochen werden. Diese Strategie ist davon
abhängig, ob die Eigentumsrechte das jeweils knappe ökologische Gut vollständig erfassen.
Dabei müssen die Eigentumsrechte an den ökologischen Gütern gewährleisten, dass die
ökosystemaren Fähigkeiten zur Produktion dieser Güter erhalten bleiben (vgl. Kap. 5.2). Diese
vollständige Erfassung kann an den Eigenschaften ökologischer Güter und den Problemen im
Zuge des Ermittlungsvorgangs (Umweltzielentwicklung) scheitern (vgl. Kap. 6.3.5). Von daher
besteht auch hier die Möglichkeit von Ineffizienz. Der zentrale Regulierungsbedarf, der dadurch
auftritt, dürfte jedoch geringer sein als bei der Minimierungsstrategie.

Rationalisierte Umweltziele als Ansatzstelle für die Honorierung ökologischer Leistungen 101
Was macht jedoch den Charme der Minimierungsstrategie in Politik und auch in der
Wissenschaft aus? Was ist der Grund, dass dieser Ansatz das aktuelle Ordnungsrecht bestimmt
und, wie sich noch zeigen wird, selbst bei ‚ökonomischen’ Instrumenten, wie der Honorierung
(bei der Eigentumsrechte an Maßnahmen und nicht an Maßnahmen-Indikatoren geknüpft
werden) ökologischer Leistungen, angewendet wird (vgl. Kap. 7.2.2.4)? „Und doch beweisen
Technikregeln erstaunliches Beharrungsvermögen nicht nur wegen der Bedienung wichtiger
Regulierungsinteressen auf politischer, administrativer und Adressatenseite, sondern betören
auch aufgrund ihrer intuitiven Nachvollziehbarkeit: Die ‚Magie des technisch Möglichen’
(Bonus 1985: 368), die ‚Faszination des Unmittelbaren’ (SRU 1978), die ‚verlockende
intellektuelle Einfachheit’ (Hansmeyer 1988: 241) oder der ‚Charme des Unverbindlichen’
(Gawel & Ewringmann 1994: 296) sind auch von Ökonomen – halb bewundernd, halb
schauernd – poetisch besungen worden“ (Gawel 1999: 25).
Ein unbestreitbarer Vorzug des Minimierungsansatzes ist die Möglichkeit, nicht vorhersehbare
bzw. nicht quantifizierbare Risiken berücksichtigen zu können. „Die technikorientierte Strategie
bietet in Risikosituationen erhebliche Vorteile: Sie erlaubt es, Maßnahmen zu treffen, bevor
festgestellt wird, welches Ausmaß das Risiko tatsächlich besitzt“ (Steinberg 1998: 106) (vgl.
auch Kap. 6.3.5). Die Minimierungsstrategie wird von daher auch als ‚juristische Antwort’ auf
den allgemeinen umweltpolitischen Grundsatz des ‚Vorsorgeprinzips’ angesehen (in diesem
Sinne vgl. Niederstadt 1998). Das Vorsorgeprinzip drückt aus, dass sich Umweltpolitik nicht in
der Beseitigung eingetretener Schäden und der Abwehr drohender Gefahren erschöpft, sondern
außerdem die langfristige Bewahrung und schonende Inanspruchnahme der natürlichen
Lebensgrundlage umfasst (Deutsche Bundesregierung 1986). Es werden zwei sich nicht
gegenseitig ausschließende Bedeutungsvarianten vertreten. Die eine Variante betrachtet das
Vorsorgeprinzip im Sinne der Minimierungsstrategie unter dem Sicherheitsaspekt als Risiko-
bzw. Gefahrenvorsorge, die auf die (auch langfristige) Steuerung von Risiken oberhalb der
Gefahrenabwehr hinausläuft (vgl. u. a. Köck 1999b). Die zweite „bewirtschaftungsrechtliche
Variante“ (Kloepfer & Reinert 1995: 88) verbindet mit dem Vorsorgeprinzip die Funktion,
Umweltressourcen im Interesse künftiger Nutzungen zu schonen und im Hinblick auf diese
Nutzungen ‚Freiräume’ zu schaffen für künftige Lebensräume (Räume für Besiedlung und
Erholung, auch für Naturschutz und Landschaftspflege), aber auch als Belastbarkeitsreserven für
zukünftige Industrieansiedlungen. „Gerade die Vorhaltung von Belastbarkeitsreserven setzt aber
eine langfristige Sicherung der ökologischen Funktionen der Umweltmedien und der Erhaltung
des natürlichen Regenerationspotentials voraus. Das Vorsorgeprinzip könnte in dieser Auslegung
durchaus als Stütze für eine gegenüber dem bisherigen Stand sehr viel weitergehende, an der

102 Kapitel 6
natürlichen Assimilationskapazität orientierte Belastungsminimierung, dienen“ (Kloepfer &
Reinert 1995: 88 f).
Aus juristischer Sicht hat das Vorsorgeprinzip eine Funktion als umweltrechtliches
Strukturprinzip bzw. als allgemeines Rechtsprinzip (z. B. Art. 34 EV) und findet konkrete
Ausgestaltung in umweltrechtlichen Normen (z. B. § 1a Abs. 1 Satz 6, 7a WHG). Die rechtliche
Festschreibung in Artikel 34 EV hat das Prinzip zwar bundesrechtlich verankert, es ist aber
zweifelhaft, ob dies spürbare Folgen für das besondere Umweltrecht hat (Kloepfer & Reinert
1995).
Die Minimierungsstrategie mit der Referenz ‚Stand der Technik’ als alleiniges Mittel des
juristischen Vorsorgeprinzips wird jedoch von juristischer Seite kritisiert. Besonders kritisch
gesehen wird dabei, wenn das Vorsorgeprinzip zum Gebot der wirkungsunabhängigen
Emissionsminimierung führt (vgl. v. Lersner 1994). Wenn sich Emissionsminimierung nicht
wenigstens ansatzweise an den Wirkungen orientiert, können selbst Eingriffszunahmen noch als
Minimierungsstrategie verkauft werden. Das Beispiel des Klimaschutzprogramms der USA
verdeutlicht die Schwächen der an den Emissionen orientierten Minimierungsstrategie. So sollen
die spezifischen Emissionen der USA pro $ Bruttoinlandsprodukt zwischen 2002 und 2012 um
insgesamt 18 % gesenkt werden, d. h. die Energieeffizienz soll um 18 % steigen. Dieses Ziel ist
wenig ehrgeizig, denn die Energieeffizienz wäre bei einem Fortschreiben der bisherigen
Produktivitätsentwicklung voraussichtlich ohnehin um ca. 15 % angestiegen. Wenn die
Wirtschaft in den USA weiter wächst, wird die angestrebte Energieeffizienzsteigerung nivelliert
oder sogar überkompensiert. Bei einem angenommenen Wirtschaftswachstum von 3 % pro Jahr,
werden die absoluten Emissionen der USA im Jahr 2012 trotz der Energieeffizienzsteigerungen
um 24,5 % über denen von 1990 liegen. Zum Vergleich: Nach dem Kyoto-Protokoll wird die EU
bis 2012 ihre Emissionen um 8 % unter das Niveau von 1990 bringen, Japan leistet eine
Reduktion von 6 % und das ursprüngliche Kyoto-Ziel für die USA, das US-Präsident Clinton
1997 akzeptierte, war eine Reduktion um 7 %.
In dieser Art bleibt die Minimierungsstrategie in einem permanenten Krisenmanagement stecken
und versagt besonders in den Fällen, wo sich verschiedene Umweltbelastungen in einem Raum
summieren und Gefahrenschwellen überschritten werden (Volkmann 1999). Prinzipiell wird
anerkannt, dass die bisher dominierende Variante des Vorsorgeprinzips seine Berechtigung hat.
In Frage gestellt wird allerdings die Durchschlagskraft, wenn es um den Zweck des umfassenden
„Naturhaushaltsschutzes“ geht: „Im Hinblick auf einen ökosystemaren Ansatz wäre die
Entwicklung der bewirtschaftungsrechtlichen Variante des Vorsorgeprinzips zu einem Gebot der

Rationalisierte Umweltziele als Ansatzstelle für die Honorierung ökologischer Leistungen 103
Belastungsminimierung wünschenswert, das sich an der natürlichen Belastungskapazität
orientiert“ (Steinberg 1998: 107). Referenz wäre hier also an Stelle des ‚Stand der Technik’ die
‚natürliche Belastungskapazität’. ‚Natürliche Belastungskapazität’ macht jedoch nur Sinn als
Aufrechterhaltung der Fähigkeit ökologischer Systeme, ökologische Güter zu produzieren (vgl.
Kap. 5.2). Damit würde der Aspekt der Vorsorge wegfallen, bei dem es um ökologische Güter
geht, für die weder Angebot noch Nachfrage zu bestimmen sind, denen aber ein Optionswert
zugesprochen werden kann.
An dieser Stelle soll der Ansatz der ‚Ökologischen Integrität’ (Barkmann et al. 2001) als
Leitlinie zur Vorsorge vor unspezifischen ökologischen Risiken im Rahmen Nachhaltiger
Entwicklung als umweltzielorientiertes Gegenüber der technisch orientierten Minimierungs-
strategie kurz betrachtet werden. Die Leitlinie soll darauf abzielen, die Leistungsfähigkeit des
Naturhaushalts als natürliche Lebensgrundlage des Menschen langfristig zu erhalten, indem die
ökosystemaren Prozesse und Strukturen, die die Voraussetzung für die Selbstorganisations-
fähigkeit von Ökosystemen bilden, geschützt werden. Ausgangspunkt ist ein dynamisches
Ökosystemkonzept. Die Ableitung der Selbstorganisationsfähigkeit baut auf Erkenntnissen der
thermodynamischen Ökosystemtheorie auf. Es werden acht Indikatoren des Selbstorganisations-
grades bzw. der Selbstorganisationsfähigkeit von Ökosystemen abgeleitet. Dieser Ansatz
verdient schon von daher Beachtung, da er eine Erfassung der unspezifischen Risiken anstrebt,
also die Lücke zu füllen versucht, die aufgrund der Unsicherheit beim Ansatz der ökologischen
Güter immer bestehen wird. Andererseits zeigen sich die Grenzen einer derartigen Leitlinie zur
Vorsorge relativ schnell und es bleibt abzuwarten, ob derartige Ansätze praxisrelevant werden
können.
Von Optionswert soll im Zusammenhang mit ökonomischer Bewertung unter Unsicherheit
gesprochen werden (zur Definition von Optionswert vgl. z. B. Weisbrod 1964, Smith 1987,
Marggraf & Streb 1997) 75 . Unsicherheit bedeutet, dass die Folgen von individuellem oder
kollektivem Tun oder Unterlassen auch von Einflüssen abhängen, die weder (voll) kontrollierbar
noch in konkreter Ausprägung im Voraus bekannt sind, sei es, dass zwar die direkten, nicht aber
die jeweils konkret eintretenden Folgen im Voraus bekannt sind, oder dass nicht alle denkbaren
Folgen bekannt sind, weil bisher Unbekanntes auftreten kann (Holzheu 1987: 12). Unsicherheit
beschreibt eine Situation, in der dem Individuum keine objektiven Wahrscheinlichkeiten bekannt
75 Dabei wird davon ausgegangen, dass der Zinssatz auf den Preisreferenzsatz ‚reduziert’ ist, der Zinssatz also nicht
die Unsicherheit abfängt.

104 Kapitel 6
sind oder aber nur sehr geringes Vertrauen in die Wahrscheinlichkeit besteht (Schuldt 1997:
148) 76 . Ein Optionswert ergibt sich in Anlehnung an Weisbrod (1964), im Zusammenhang mit
Unsicherheit über die künftige Nachfrage nach dem ökologischen Gut und aus der Unsicherheit
bzgl. des künftigen Angebotes (vgl. Schneider 2001). Er beinhaltet den Wert, den Menschen der
Aufrechterhaltung von Optionen beimessen und ist damit entscheidend vom Risikoverhalten
abhängig 77 . Die Existenz von Unsicherheit über zukünftige Nutzungsmöglichkeiten eines
ökologischen Gutes erhöht den Nettonutzen des betreffenden Gutes bzw. reduziert den
Nettonutzen umweltbelastender Aktivitäten (vgl. Arrow & Fischer 1974).
Dass die Minimierungsstrategie die bisher einzige Möglichkeit ist, auf Optionswerte zu
reagieren, bringt die tatsächliche Bedeutung dieser Strategie zum Ausdruck. Es wurde in Kapitel
6.1 darauf hingewiesen, dass bei zielorientierten Ansätzen immer erst dann Handeln möglich
wird, wenn Knappheitsverhältnisse aufgedeckt sind und Ziele als Stellvertreter individuell
nachgefragter ökologischer Güter entwickelt sind. Die Minimierungsstrategie kommt ohne
derartige Ziele aus, das heißt, eine Rationalisierung der Ziele, wie sie in Kapitel 6.1 als
Voraussetzung einer rationalen Umweltpolitik formuliert wurden, ist nicht notwendig. Ist die
Minimierungsstrategie aufgrund des fehlenden Zielbezuges irrational?
Aufgrund der Eigenschaften von Gütern mit Optionswert (bei Unsicherheit von Angebot und
Nachfrage) muss die Minimierungsstrategie bei ökologischen Gütern, denen lediglich ein nicht
quantifizierbarer Optionswert zugeordnet werden kann, als rational, da alternativlos, bezeichnet
werden. Für alle anderen Fälle ist die Minimierungsstrategie irrational. Diese simpel anmutende
Einteilung erweist sich bei genauerer Betrachtung als schwierig. Der Optionswert wurde nach
bisherigen Überlegungen an die Unsicherheit über zukünftige Gegebenheiten geknüpft (s. o.).
Die Unsicherheit kann als begrenzte Rationalität (bounded rationality vgl. Kap. 5.4.1)
interpretiert werden, die es verhindert, zukünftige Gegebenheiten abzuleiten. Was ist jedoch mit
der bounded rationality gegenüber aktuellen Gegebenheiten? Ökologische Systeme entziehen
sich oftmals auch der rationalen Ermittlung des aktuellen Angebots und der Nachfrage
(Rationalisierung i.e.S. vgl. Kap. 6.1 und Kap. 6.3). Da der Zeitpunkt der möglichen
76 Demgegenüber kann im Verständnis von Knight (1965) Risiko als ein Zustand beschrieben werden, in dem die
Ergebnisse einer Handlungsalternative zwar nicht mit Sicherheit bekannt sind, aber es möglich ist, den einzelnen
Handlungsergebnissen unter Rückgriff auf empirische Werte oder statistische Darstellungen objektive
Wahrscheinlichkeiten zuzuordnen.
77 Neben diesem Optionswert wird das Konzept des Quasi-Optionswertes diskutiert. Der Quasi-Optionswert ist im
Gegensatz zum eigentlichen Optionswert unabhängig von der Risikoaversion des Entscheidungsträgers. Der Quasi-
Optionswert beschreibt den zusätzlichen Nutzen von Informationen bei unsicheren und irreversiblen
Nutzungsentscheidungen (vgl. Arrow & Fisher 1974, Mäler 1984).

Rationalisierte Umweltziele als Ansatzstelle für die Honorierung ökologischer Leistungen 105
Inanspruchnahme des ökologischen Gutes für die Bildung des Optionswertes keine Bedeutung
hat – „ ... for simplicity we compress all of the future into a single period and assume that the
marginal rate of time preference is zero. Therefore discounting between the present or planning
period and the future into a single period and assume that the marginal rate of time preference is
zero. Therefore discounting between the present or planning period and the future can be
ignored.” (Cicchetti & Freemann III 1971: 530); kann auch ökologischen Gütern mit
Unsicherheit bzgl. der aktuellen Nachfrage und des aktuellen Angebotes ein Optionswert
zugesprochen (vgl. hierzu auch Kapitel 5.2 mit den Ausführungen zum rationalen Umgang mit
Unsicherheit) und die Minimierungsstrategie als rationales Mittel angesehen werden.
Während die Unsicherheit über die künftige Nachfrage nach ökologischen Gütern in vielen
Bereichen gegen unendlich geht, diese Unsicherheit als gegeben und unabänderlich anzusehen
ist und dies in etwas differenzierter Weise auch für das künftige Angebot gelten muss, ist das
Problem der Unsicherheit bei der aktuellen Nachfrage und dem aktuellen Angebot theoretisch
eine Frage von Transaktionskosten. Dabei ist unbestritten, dass auch diese bei ökologischen
Systemen gegen unendlich tendieren können, da die Grenzen der Umweltzielentwicklung
weniger am fehlenden Wissen über ökosystemare Strukturen und Prozesse als vielmehr ‚in der
Natur der Sache’ liegen und „hundert weitere Jahre ökosystemarer Grundlagenforschung“ nicht
zur Überwindung dieser grundsätzlichen Probleme führen werden (vgl. i.d.S. Roweck 1995: 29)
(vgl. Kap. 6.3.5.1). Prinzipiell ist die Unsicherheit jedoch von der Entscheidung abhängig, wie
viel Geld für die Ermittlung des Wertes, für die Ermittlung des Angebots und der Nachfrage an
ökologischen Gütern aufgebracht wird bzw. aus ökonomischer Sicht sinnvoll ist. In Kapitel 5.3
wurde darauf hingewiesen, dass die Transaktionskosten der Schaffung und Durchsetzung der
Eigentumsrechte nicht höher sein sollten als der Wert des ökologischen Gutes. Vor dieser
theoretischen Überlegung ist es einleuchtend, dass Eigentumsrechte in einer Welt mit
Transaktionskosten nicht immer vollständig geschaffen werden. Damit ist die Entscheidung, ob
die Minimierungsstrategie ein rationales Mittel ist, abhängig von den Transaktionskosten (vgl.
i.d.S. auch Köck 1999a: 331 ff.) im Vergleich zum Wert des ökologischen Gutes. Auf eine
Erläuterung der Bildung des Optionswertes soll an dieser Stelle verzichtet werden, da der
Optionswert in dem hier vorgestellten Zusammenhang lediglich veranschaulichen soll, dass
Risikoaversion, auch bei Unsicherheit bzgl. der ökonomischen Bewertung, umweltpolitisches
Eingreifen ökonomisch rechtfertigen kann.
Mit der oben beschriebenen Unsicherheit verbunden ist jedoch gerade, dass die
Transaktionskosten und der Wert des Gutes als Entscheidungshilfen ausfallen. Der
Transaktionskostenansatz gibt lediglich eine ‚grobe’ Orientierung.

106 Kapitel 6
Die Ausführungen zum Optionswert führen zu der Schlussfolgerung, dass der
Minimierungsstrategie auch bei ‚aktuellen’ Gütern aufgrund der bounded rationality sowie der
prinzipiellen Schwierigkeit der Zielentwicklung nicht pauschal Irrationalität vorgeworfen
werden kann (vgl. i.d.S. auch Rehbinder 1997, Köck 1997a, 1999 aber auch Gawel 1999).
Aufgrund der Ungewissheit bleibt „materiell ‚rationale Vorsorge’ ein Konstrukt, das in seiner
Informationspräsentation dem tatsächlichen Ausmaß an Ungewissheit nicht gerecht werden
kann“ (Gawel 1999: 264, vgl. in diesem Sinn auch Bechmann et al. 1994, Ladeur 1995).
Abbildung 17 abstrahiert den Zusammenhang zwischen der Möglichkeit der Präferenzermittlung
in Abhängigkeit der bounded rationality und den damit verbundenen Transaktionskosten der
Präferenzermittlung und der rationalen Instrumentenwahl. Dabei wird verdeutlicht, dass auch
hier keine feste Grenze definiert werden kann, ab der die Minimierungsstrategie die rationale
Instrumentwahl darstellt. Je schwieriger die Umweltziele/Präferenzen operationalisiert bzw.
ermittelt werden können oder, ökonomisch ausgedrückt, je höher die Transaktionskosten der
Rationalisierung sind, je rationaler ist die Wahl der Minimierungsstrategie gegenüber der
umweltzielorientierten Strategie.
Aktueller Wert
Rationale Instrumentenwahl
Optionswert
0 8
Bounded rationality
Transaktionskosten der Präferenzermittlung
Umweltzielorientierte
Instrumente
Minimierungsorientierte
Instrumente
Abbildung 17: Abhängigkeit der rationalen Instrumentenwahl von der bounded rationality und den darauf
aufbauenden Transaktionskosten der Präferenzermittlung
Für das ökonomische Instrument der Honorierung ökologischer Leistungen kann unter
Berücksichtigung der in Kapitel 4.1 hergeleiteten Charakterisierung jedoch festgestellt werden,
dass es sich um ein Instrument zur Umsetzung der umweltzielorientierten Strategie handelt. Eine
ökonomische Leistung muss einen Beitrag zur Verringerung von Knappheiten leisten.

Rationalisierte Umweltziele als Ansatzstelle für die Honorierung ökologischer Leistungen 107
Voraussetzung sind demnach bereits aktuell ermittelte Knappheiten. Die Vorsorge vor
unbestimmten Knappheiten im Sinne der Minimierungsstrategie sollte mit Hilfe anderer
Steuerungsinstrumente wie dem Ordnungsrecht bzw. ökonomischer Steuerungsinstrumente wie
Verschmutzungslizenzen umgesetzt werden.
6.3 Rationalisierung der Umweltziele durch Indikatoren
In Kapitel 6.1 wurde dargestellt, dass eine Rationalisierung von Umweltzielen mit dem Zweck
der Schaffung und/oder Durchsetzung von Eigentumsrechten mit Hilfe von Indikatoren erfolgt.
Im letzten Jahrzehnt gab es eine breite Diskussion um Indikatoren als wesentliche Messgrößen
politisch gesteuerter komplexer Ziele. In Kapitel 6.3.1 erfolgt auf der Basis bestehender
Indikatorensysteme eine Einordnung und erste Charakterisierung von Indikatoren als
Voraussetzung für die Schaffung von relativen Eigentumsrechten. Indikatoren, die Umweltziele
derart operationalisieren, dass sie mit Umsetzungsinstrumenten wie der Honorierung
ökologischer Leistungen der Landwirtschaft ‚verbunden’ werden können, müssen allgemeine
Anforderungen erfüllen (vgl. Kap. 6.3.2 zur Validität und 6.3.4 zur Objektivität und Reliabilität)
und besondere Eigenschaften wie z. B. ‚Normierbarkeit’ aufweisen (vgl. Kap. 6.3.4), um diesem
Zeck zu entsprechen.
Der Indikatorenentwicklung können dabei folgende Worte vorangestellt werden: “The use of any
indicator requires a leap of inferential faith” (Moxey et al. 1998: 265).
6.3.1 Einordnung der Indikatoren in bestehende Indikatorensysteme
In den letzten zehn Jahren wuchs, nicht zuletzt aufgrund der Verabschiedung des
Aktionsprogramms ‚Agenda 21’ auf der Rio-Konferenz (UNCED – United Nations Conference
on Environment and Development 1992) mit der programmatischen Einigung auf eine
Nachhaltige Entwicklung, die politische Notwendigkeit an Indikatoren, die den komplexen
Sachverhalt der Nachhaltigen Entwicklung (politisches Ziel) unter verschiedenen
Fragestellungen fassen können und die Möglichkeit einer kontrollierten Steuerung dieser
Entwicklung ermöglichen. Aufgrund der Komplexität des Themas der Nachhaltigen
Entwicklung war es unabhängig von den konkreten Fragestellungen und dem konkreten Zweck
der zu entwickelnden Indikatoren notwendig, Strukturen zu entwickeln, die eine Systematik der
Indikatoren ermöglichen. Vor diesem Hintergrund entstanden Indikatorensysteme, die eine

108 Kapitel 6
Systematisierung und Zusammenstellung von Indikatoren nach einem bestimmten
konzeptionellen Ansatz ermöglichen sowie jeweils die Wechselbeziehung von Mensch und
Umwelt berücksichtigen und nicht bei der Abbildung des Umweltzustandes stehen bleiben.
Dabei gibt es prinzipiell zwei Ebenen der Strukturierung. Zum einen die Systematisierung in
Abhängigkeit von dem inhaltlich abzubildenden Problembereich, z. B. für den
Agrarumweltbereich Agrarumweltindikatoren, zum anderen eine Themen übergreifende
Systematisierung nach der Art der Indikatoren im Kontext der Mensch-Umweltbeziehung.
Hierunter fällt der Driving forces-Pressure-State-Response-Ansatz (DPSR) der OECD (OECD
1997, 1998, 1999) (aufbauend auf den Pressure-State-Response-Ansatz (PSR), vgl. OECD 1993,
1994a). Dabei handelt es sich um ein im Umweltbereich weit verbreitetes Konzept zur
Darstellung der Umweltbelastungen durch menschliche Aktivitäten und ihrer Folgen. Ihm liegt
die Vorstellung eines kausalen Zusammenhanges zugrunde: Menschliche Aktivitäten sind
Antriebskräfte für Veränderungen der Umwelt (Driving forces), diese führen zu einem Einfluss
oder Druck (Pressure) und führen somit zur Änderung der Umweltqualität bzw. von Quantität
und Qualität natürlicher Ressourcen (State). Die Gesellschaft reagiert auf diese Änderungen
durch entsprechende Maßnahmen (Response).
In einer Weiterentwicklung auf EU-Ebene wurde dieser Ansatz durch die Einführung
zusätzlicher Differenzierungen zum DPSIR-Ansatz (Driving forces-Pressure-State-Impact-
Response) ausgebaut (EEA 1999). Dabei werden neben ‚Driver-Indikatoren’ (z. B. Aktivitäten
und Strukturen von Industrie oder Landwirtschaft) und ‚Pressure-Indikatoren’ (z. B. Emissionen)
auch ‚State-Indikatoren’ (z. B. Zustand der Medien Luft, Wasser, Boden, Biodiversität) und
‚Impact-Indikatoren’ (z. B. Gesundheit, Verlust von Biodiversität) unterschieden.
Wie alle Klassifizierungen sind auch diese nicht unproblematisch. „The boundaries between
driving forces, state and response are unclear in some cases, as certain indicators can be
considered as both, driving forces and responses, for example changes in management practices
and systems adapted by farmers (OECD 2001b: 23). So kann die Vegetationsbedeckung eines
Stück Landes einerseits als Zustands-Indikator betrachtet werden, der von anderen Driving
forces-Indikatoren beeinflusst werden kann. Andererseits ist die Vegetation an sich ein
Driving forces-Indikator für andere Zustands-Indikatoren wie z. B. Bodeneigenschaften (Moxey
1999).
Entscheidender als das offensichtliche Klassifizierungsproblem sind die Grenzen derartiger
Ansätze aufgrund der notwendigen Vereinfachung der Zusammenhänge. Ökologische
Zusammenhänge und die Wechselwirkungen zwischen Gesellschaft und Umwelt sind wesentlich

Rationalisierte Umweltziele als Ansatzstelle für die Honorierung ökologischer Leistungen 109
komplexer als in den, in Indikatorensystemen notwendigerweise vereinfachten Kausalketten
dargestellt werden kann. Der DPSR-Ansatz und der DPSIR-Ansatz dürfen daher nicht im Sinne
eines ökologischen Modells missinterpretiert werden, da die kausalen Zusammenhänge zwischen
den einzelnen Bereichen (Driving forces, State usw.) nicht in jedem Fall erfasst werden. Es
handelt sich in erster Linie um Klassifizierungsmodelle. „Insbesondere kann ein Pressure-State-
Response-Ansatz nicht den Anspruch erheben, die vielfältigen kausalen Beziehungen zwischen
Pressure und State abzubilden, sondern führt diese Kategorien aus Klassifikationsgründen in das
Umweltindikatorensystem ein“ (vgl. Walz et al. 1997: 37). „Es wird zum Beispiel nie möglich
sein, mit den ‚bewährten’ Mitteln und Methoden einfache Beziehungen zwischen bestimmten
Inputs und bestimmten ökologischen Wirkungen herzustellen, denn in ökologischen Systemen
herrschen keine Wirkungsketten, sondern Wirkungsnetze, in denen sich vielfältige Kausalitäten
komplex überlagern“ (Müller & Wiggering 2004: 230).
Aktuell bauen viele Indikatorenberichte auf den DPSR- bzw. DPSIR-Ansatz auf (vgl. Überblick
über Umweltreporte der EU-Staaten in EEA 1999). Einen Überblick über die Fülle an
Indikatorenkonzepten und deren Anwendung gibt z. B. das Umweltbundesamt (Walz et al.
1997), der Rat von Sachverständigen für Umweltfragen (SRU 1998), die Europäische
Umweltagentur (EEA 1999), das Bundesamt für Naturschutz (Bürger & Dröschmeister 2001)
sowie die Akademie für Technikfolgenabschätzung in Baden-Württemberg (Morosini et al.
2001a, b, 2002). Die Indikatorenansätze werden aktuell im weiteren Rahmen der
Umweltberichterstattung/Monitoring verwendet. Der aktuelle Zweck der Indikatoren ist in den
meisten Fällen die Abbildung des Einflusses menschlichen Handelns auf die Umwelt (deskriptiv)
und auf die Bewertung der Erreichung von Umweltzielen (normativ). Für diesen Zweck ist die
oben angegebene Begrenztheit bzgl. der kausalen Zusammenhänge unbedingt zu
berücksichtigen, stellt aber keine Grenze in der Anwendung dar.
Diese Begrenztheit der Kausalität gewinnt im Zuge des Einsatzes von Indikatoren im Rahmen
der Schaffung und/oder Durchsetzung von Eigentumsrechten (insbesondere von relativen
Eigentumsrechten) an Bedeutung, spielt demnach eine entscheidende Rolle für die Entwicklung
von Instrumenten der Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft. Wenn auf ihrer
Grundlage Eigentumsrechte getauscht werden (Honorierung ökologischer Leistungen), sind
höhere Anforderungen an Validität bzw. spezifischere Anforderungen zu stellen, als wenn diese
einem Monitoring im Zuge der Umweltberichterstattung dienen. Die Validität bedingt für
Driving forces-, Pressure- und Response-Indikatoren jedoch die Kausalität zwischen eben diesen
und dem Indikandum ‚Umweltziel’. Wenn in der Gesellschaft eine Nachfrage nach artenreichen
Wiesen vorhanden ist und daher die Bereitschaft besteht, den Landwirt für eine bestimmte Art

110 Kapitel 6
der Bewirtschaftung zu honorieren, muss sie sich sicher sein können, dass das Ziel mit dieser
Maßnahme zu erreichen ist, dass eine Kausalität zwischen Maßnahme und Ziel besteht. Aber
auch bei den State-Indikatoren sind Kausalitätsbeziehungen entscheidend für die speziellen
Anforderungen, da das ökologische Gut (Umweltziel) so zu erfassen ist, dass die Sicherstellung
der notwendigen ökosystemaren Fähigkeiten zur Produktion des Gutes gewährleistet wird (vgl.
Kap. 5.2 und 6.3.2). Mit der Abnahme der Validität wächst das Risiko der Gesellschaft, für die
Bezahlung nicht das nachgefragte Gut zu erhalten, wobei aufgrund der notwendigen Kausalität
zwischen Driving forces-, Pressure- und Response-Indikatoren und dem Umweltziel das Risiko
der Gesellschaft als Nachfrager bei diesen Indikatoren höher ist (vgl. weiterführend Kap. 6.3.2
und 6.3.5.1).
Eine Klassifizierung der im Rahmen der Schaffung und Durchsetzung von relativen
Eigentumsrechten notwendigen Indikatoren auf der Grundlage des weit verbreiteten DPSR-
Ansatzes verdeutlicht den im Rahmen dieser Arbeit vorgestellten Ansatz der Unterscheidung der
ergebnis- und maßnahmenorientierten Honorierung (vgl. Abbildung 18).

Rationalisierte Umweltziele als Ansatzstelle für die Honorierung ökologischer Leistungen 111
Ursache
Driving forces-
Indikatoren
Maßnahmen-
Indikatoren
z.B.
Extensive
Grünlandnutzung
Emissions-
Indikatoren
z.B.
N-Emission
Indikatoren als Ansatzstelle für
maßnahmenorientierte Honorierung
Pressure-
Indikatoren
Wirkungen
Immissions-
Indikatoren
z.B.
N-Immission
ins Grundwasser
State-
Indikatoren
Indikatoren als Ansatzstelle für
ergebnisorientierte Honorierung
• Wirkungspfad individueller rationaler Entscheidungen wird länger
(Effizienzgewinne können realisiert werden)
• Risikoverlagerung vom Nachfrager zum Anbieter
(vgl. jedoch Wirkung von Modellen)
Ökologisches
Gut
Zustands-
Indikatoren
z.B.
Anzahl von
Zielarten auf
dem Schlag
Abbildung 18: Einordnung der Typen von Indikatoren einer ergebnis- und maßnahmenorientierten
Honorierung in den Indikatorenrahmen der OECD
Tatsächlich wird die ergebnisorientierte Honorierung ökologischer Leistungen der
Landwirtschaft nicht darauf eingeengt, an klassische Umweltzustände (Zustands-Indikatoren)
anzuknüpfen, sondern an quantifizierbare Merkmale mit speziellen Eigenschaften (vgl. Kap.
6.3.2), die dem Landwirt ökonomische Handlungsalternativen eröffnen und damit
Effizienzgewinne erwarten lassen. Die Handlungsalternativen bei der Verknüpfung mit
Zustands-Indikatoren sind prinzipiell größer als bei den anderen Indikatorentypen, allerdings
können bestimmte Umweltzustände (Spezifizierungsgrad) die Handlungsalternativen
vollkommen einengen (vgl. Kap. 4.2.1). Erfordern beispielsweise definierte Zielarten (Zustands-
Indikatoren) einer Grünlandfläche, an deren Vorkommen eine Honorierung geknüpft ist, einen
permanent hohen Grundwasserstand von max. 0,20 cm unter Flur, so wäre der Landwirt in
diesem Fall in seiner Handlungsfreiheit stark eingeschränkt. Eine Knüpfung der Zahlung an die
Zustands-Indikatoren kann selbst in diesem Fall aufgrund der Transaktionskosten Sinn machen
(Kosten für die Kontrolle der Einhaltung des Vertrages). Die in Kapitel 4.2.2 beschriebenen
Effizienzvorteile könnten jedoch nicht realisiert werden. Von daher würde es sich nicht um eine

112 Kapitel 6
ergebnisorientierte Honorierung ökologischer Leistungen im Verständnis des hier vertretenen
Ansatzes handeln.
Auf der anderen Seite kann mit bestimmten Pressure-Indikatoren der Anspruch auf die
Handlungsalternativen erfüllt werden. Im Bereich der Honorierung ökologischer Leistungen der
Landwirtschaft wäre dies z. B. eine Knüpfung der Honorierung an Immissionen und Emissionen.
Entscheidend ist dabei, dass gerade Emissionen in den meisten Fällen keine validen Indikatoren
für die mit dem reduzierten Produktionsmitteleinsatz angestrebten Umweltziele darstellen.
Definiert das Bundesland Brandenburg z. B. sauberes Grundwasser als ein ökologisches Gut, zu
dessen Produktion ein Beitrag der Landwirtschaft notwendig ist (gezielter Nutzungsverzicht vgl.
Kap. 4.1, Abbildung 2), kann die Honorierung nicht an die Qualität des Grundwassers geknüpft
werden, da die Grundwasserqualität, die von einem Landwirt beeinflusst wird, nicht quantifiziert
werden kann (vgl. Kap. 6.3.2). Von daher sind klassische Zustands-Indikatoren ausgeschlossen.
Eine Alternative zu einer Honorierung, die an konkrete Maßnahmen (z. B. aktuell im Rahmen
der Agrarumweltmaßnahmen Zahlungen für extensive Grünlandnutzung und extensive
Ackerbauverfahren) geknüpft wird, stellt die Bindung der Honorierung an Emissionen in Form
von Stickstoffsalden (z. B. Hoftorbilanzen) dar (Vorschlag v. Alvensleben 2002). Dies räumt
dem Landwirt Freiheiten ein, die Reduzierung von Stickstoff derart umzusetzen, dass sie am
wenigsten Kosten verursachen. Im Hinblick auf die ökologische Effektivität ist jedoch
entscheidend, dass die Wirkungen räumlich und zeitlich äquivalent sind. Dies ist bei der
Wirkung von Stickstoffemissionen nicht der Fall. Tatsächlich ist die Wirkung der eingesparten
Emission auf das Grundwasser in hohem Maße standortabhängig. Der betriebliche
Stickstoffsaldo, als ein Emissionsindikator, ist damit nicht valide (vgl. Kap. 6.3.2). Eine
Alternative wäre, die Honorierung an die Immissionen in das Grundwasser zu knüpfen. Ein
derartiger Indikator kann als Pressure-Indikator klassifiziert werden (vgl. Abbildung 18). Die
Immissionen sind praxisrelevant nicht als Messwert zu quantifizieren. Allerdings besteht die
Möglichkeit, diese Werte zu modellieren (vgl. Kap. 6.3.5.1 und 8.1). Eine an modellierte
Immissionen geknüpfte Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft räumt dem
Landwirt Handlungsalternativen ein und es kommen die Vorteile der ergebnisorientierten
Honorierung zum Tragen (vgl. Kap. 4.2.2.2).
Zusammenfassend kann festgestellt werden, dass im Rahmen der Honorierung ökologischer
Leistungen der Landwirtschaft als Agrarumweltindikatoren prinzipiell sowohl Driving forces-
und Pressure- als auch State-Indikatoren genutzt werden können, zumal eine strikte Trennung
zwischen den Indikatoren nicht gegeben ist (vgl. Abbildung 18). Abbildung 18 stellt dar, dass

Rationalisierte Umweltziele als Ansatzstelle für die Honorierung ökologischer Leistungen 113
diesen Kategorien die vier Indikatorentypen Zustands-Indikatoren, Immissions-Indikatoren,
Emissions-Indikatoren und Maßnahmen-Indikatoren zugeordnet werden können, die für die
Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft prinzipiell relevant sind. Aufgrund der
Komplexität ökologischer Systeme (vgl. dazu Kap. 6.3.5.1) ist der Kausalitätsnachweis von
Emissions-Indikatoren und Maßnahmen-Indikatoren bzgl. des Indikandums ‚Ökologisches
Gut/Umweltziel’ oft kaum möglich und daher nimmt die potentielle Validität der Indikatoren
von Zustands-Indikatoren über Immissions- und Emissions-Indikatoren zu Maßnahmen-
Indikatoren ab (vgl. dazu auch Kap. 6.3.2). Allerdings verlagert sich das Problem der
Komplexität ökologischer Systeme bei den Zustands-Indikatoren lediglich auf die Ebene der
Problemäquivalenz bzw. der Äquivalenz in Raum und Zeit (vgl. Kap. 6.3.4).
Für die ergebnisorientierte Honorierung kommen sowohl Zustands-Indikatoren als auch
Immissions-Indikatoren in Frage. Beide verlängern den Wirkungspfad für individuelle rationale
Entscheidungen so weit, dass von ergebnisorientierter Honorierung gesprochen werden kann.
Eine Knüpfung der Honorierung an Emissions-Indikatoren wird vor der Betrachtung zu den
damit verbundenen Freiheitsgraden eher der maßnahmenorientierten Honorierung zugeordnet
(vgl. Abbildung 18). Bzgl. der Eignung als Indikatoren ist keine pauschale Aussage zur
Vorzüglichkeit von Zustands- oder Immissions-Indikatoren zu treffen, vielmehr ist die Eignung
problemabhängig (s. o.). In Kapitel 8 werden Beispiele für ergebnisorientierte
Honorierungsansätze mit Hilfe von Immissions-Indikatoren (Kap.8.1) und Zustands-Indikatoren
(Kap. 8.2) gegeben.
6.3.2 Validität – Sinn der Indikatoren
Indikatoren werden hier als zentrale und stellvertretende Kennziffern zur Charakterisierung
komplexer ‚Umweltziele’ bzw. ‚ökologischer Güter’ verstanden, die sonst nur sehr schwer
darstellbar wären (vgl. i.d.S. Jänicke & Zieschank 2004). Das komplexe Umweltziel kann nicht
mit Hilfe von Merkmalen im engeren Sinne typisiert werden, sondern nur mit Hilfe von
Indikatoren.
Es wurde in Kapitel 6.3.1 bereits auf die Bedeutung der Validität der Indikatoren im
Zusammenhang mit der Honorierung ökologischer Leistungen eingegangen. An dieser Stelle soll
das Problem der Validität von Zielindikatoren noch einmal kritisch diskutiert werden. Validität
meint die Gültigkeit der Beziehung zwischen dem Indikator und dem Indikandum.

114 Kapitel 6
(1) Wenn durch den Indikator das ‚ökologische Gut’ bzw. ‚Umweltziel’ gemessen wird, dann ist
der Indikator valide. (2) Die Validität der Indikatoren ist gegeben, wenn bei dem Vorhandensein
der indikatorischen Merkmale (Zustands-Indikatoren, Immissions-Indikatoren) bzw. beim
Ablauf der Prozesse aufgrund veränderten menschlichen Verhaltens (Emissions-Indikatoren,
Maßnahmen-Indiktoren) dann das indizierte Umweltziel erreicht ist.
Erkenntnistheoretisch entspricht eine derartige Hypothesenbildung in Anlehnung an Schröder
(1998, 2003) einer empirischen Erklärung, nämlich einer logischen Ableitung einer normativen
Aussage aus einem normativen Obersatz (‚Dann-Aussage’) und einem empirischen Untersatz
(‚Wenn-Aussage’). „Demnach übernimmt der normative Obersatz die Funktion der empirischen
Hypothese im Explanans 78 , denn in ihm wird einer Klasse von Objekten oder Sachverhalten x,
die bestimmte Merkmalsausprägungen Mn aufweisen, ein bestimmter Wert (z. B.
umweltverträglich), und nicht eine empirische Eigenschaft, zugeordnet. Der empirische
Untersatz ist der Randbedingung im Explanans funktional äquivalent, denn er enthält die
Feststellung, dass ein spezielles Objekt bzw. ein spezieller Sachverhalt x die o. a.
Merkmalsausprägungen Mn besitzt und deswegen Element der mit dem Wertprädikat
ausgezeichneten Objekt- bzw. Sachhaltsklasse ist. Die Schlussfolgerung hieraus, den speziellen
Gegenstand bzw. Sachverhalt wie die anderen Elemente der Klasse der mit dem Wertprädikat
versehenen Wertträger zu bewerten, ist das logische Korrelat des Explanandums in empirischen
Erklärungen. Der Wahrheitsgehalt des empirischen Untersatzes kann weder logisch erschlossen
noch normativ begründet werden, sondern ist nur durch eine empirische Hypothesenprüfung
näherungsweise feststellbar“ (Schröder 2003: 8, vgl. auch unter „Angemessenheit der
Operationalisierung“ Romahn 2003: 103).
Die Validität der hier diskutierten Indikatoren (der Wahrheitsgehalt des empirischen
Untersatzes) kann nur dann im Sinne eines statistischen Wahrscheinlichkeitsmaßes geprüft
werden, wenn der normative Obersatz per Annahme (Werturteil) in einen empirischen Obersatz,
im Sinne ‚empirischer’ Merkmale (vgl. wissenschaftliche Hypothese z. B. Schröder 1994),
überführt wird. Überprüft wird dann die Korrelation zwischen den Indikatoren und den
definierten empirischen Merkmalen des Umweltziels (vgl. auch weiterführend indirekt
operationalisierte Ziele Kap. 6.3.5.3).
78 Erklärungen beruhen auf der logischen Deduktion des zu Erklärenden (Explanandum) aus dem Explanans
(Schröder 2003).

Rationalisierte Umweltziele als Ansatzstelle für die Honorierung ökologischer Leistungen 115
Praxisrelevant ist dies jedoch nur dann, wenn die empirischen Merkmale zwar prinzipiell das
Umweltziel operationalisieren, jedoch nicht den speziellen Zweck der Indikatoren erfüllen.
Würden die definierten ‚empirischen’ Merkmale die Eigenschaften besitzen, um z. B. als
Ansatzstelle für Honorierungsinstrumente zu fungieren, wären sie selbst die Indikatoren.
Tatsächlich können Indikatoren nur sinnvoll durch ihre spezielle Funktion von Parametern
(Merkmalen) abgegrenzt werden (Schramek et al. 1999a).
Die Operationalisierung knapper ökologischer Güter über Indikatoren ist immer nur für einen
bestimmten Raum valide möglich. Im Zusammenhang mit dem Zweck der Indikatoren in dieser
Arbeit ist dies entscheidend, da somit auch der aus Effektivitätsüberlegungen notwendige
Regelungsraum bestimmt wird (vgl. Raumäquivalenz Kap. 6.3.4.1). Während im Zuge der
Ableitung von Umweltzustands-Indikatoren und Immissions-Indikatoren dieser Raumbezug
bereits im Zuge der Definition der Indikatoren zwingend berücksichtigt werden muss, verleiten
Emissions- bzw. Maßnahmen-Indikatoren dazu, diese Abhängigkeit nicht genügend zu
berücksichtigen. Entgegen des neoklassischen Paradigmas kommt es bei ökologischen Gütern
„fast nie allein darauf an, dass etwas getan oder unterlassen wird, sondern wo dies der Fall ist.
Seltene Pflanzen und Tiere werden nicht wie fungible Güter an der Börse gehandelt, sondern
müssen dort geschützt werden, wo sie vorkommen. ... Beim Erhalt der Biosphäre fallen nicht
isolierten Subjekten isolierte Aufgaben zu, sie müssen sich vielmehr koordinieren“ (Hampicke
1992: 328).
Wenn das ökologische Gut die Erhaltung der Bodenfruchtbarkeit ist, so ist die Maßnahme
(Maßnahmen-Indikator!) ‚Untersaat’ nur ein valider Indikator in Gebieten, wo Erosion
stattfindet, da das knappe ökologische Gut das Indikandum ist. Wo keine Gefährdung von
Bodenabtrag durch Erosion stattfindet, liegt keine Verknappung vor. Ein Maßnahmen-Indikator
für den Erhalt der Bodenfruchtbarkeit wäre demnach nicht die Maßnahme ‚Untersaat’, sondern
nur die Maßnahme ‚Untersaat in erosionsgefährdeten Gebieten’. Ein anderes Beispiel ist, dass
die Maßnahme ‚Später Grünlandschnitt’ nur dort als Maßnahmen-Indikator für das Umweltziel
‚Erhaltung der Wiesenbrüter’ fungieren kann, wo Wiesenbrüter (potentiell) vorkommen und
dieser Indikator auch die anderen Anforderungen erfüllt.

116 Kapitel 6
6.3.3 Zweck der Indikatoren
Es gibt keine idealen Indikatoren (vgl. u. a OECD 1999a), vielmehr nur ideale Indikatoren für
einen bestimmten Zweck 79 (OECD 1993, Münchhausen & Nieberg 1997, Moxey et al. 1998,
Walz et al. 1997). Agrarumweltindikatoren zur Rationalisierung von Umweltzielen sollen es
ermöglichen, eine angestrebte Allokation ökologischer Güter (nützliche Umweltziele) auf
kürzestem Wege zu erreichen (vgl. Kap. 6.1). Die Steuerung der Allokation erfolgt über die
Schaffung und/oder vor allen Dingen durch die Durchsetzung von Eigentumsrechten an den
Fähigkeiten zur Produktion dieser Güter (vgl. ausführlich Kap. 5.1). Die Indikatoren im Sinne
quantifizierbarer Merkmale 80 sind die Voraussetzung zur Durchsetzung von Eigentumsrechten an
individuellen und ökosystemaren Fähigkeiten, sind Ansatzstelle für die Instrumente. Dies gilt für
die Durchsetzung von absoluten Eigentumsrechten in gleicher Weise wie für die Durchsetzung
von relativen Eigentumsrechten. Im Zusammenhang mit der Durchsetzung von absoluten
Eigentumsrechten z. B. mit Hilfe des Ordnungsrechtes sind die Indikatoren Voraussetzung für
Umweltstandards (vgl. i.d.S. Schröder 2003), die als Notwendigkeit für die Durchsetzung von
Ordnungsrecht genannt werden (vgl. Kap. 6.1). Abbildung 19 abstrahiert den Zweck der hier
besprochenen Indikatoren (vgl. zu relativen Eigentumsrechten auch Kapitel 5.1).
individuelle/
ökosystemare
Fähigkeiten
Ökologische
Güter
Indikatoren
Relative
Eigentumsrechte Transaktion
Abbildung 19: Für die Durchsetzung von Ertragsrechten an individuellen und ökosystemaren Fähigkeiten
werden Indikatoren benötigt, die die durch diese Fähigkeiten erzeugten ökologischen Güter für
Transaktionen rationalisieren
79 Im engeren Sinn ist der Zweck das, was durch absichtliche Anwendungen von Handlungsmitteln geplant und
verfolgt wird. Wenn ein Ziel mit absichtlicher Erwägung von Mitteln verfolgt wird, so ist es mit dem Begriff Zweck
gleichzusetzen (vgl. Ulfig 1997: 493).
80 Indikator = Bemessungsgrundlage bei ökonomischen Betrachtungen der staatlichen Nachfrage

Rationalisierte Umweltziele als Ansatzstelle für die Honorierung ökologischer Leistungen 117
Im Kontext dieser Arbeit haben Indikatoren folgenden Zweck zu erfüllen:
Bei der Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft müssen mit Hilfe von
Indikatoren die absoluten Eigentumsrechte an Erträgen aus individuellen und ökosystemaren
Fähigkeiten so gefasst werden, dass eine Transaktion dieser Rechte mit Hilfe institutioneller
Vereinbarungen (relative Eigentumsrechte) stattfinden kann.
6.3.4 Zweckgebundene Anforderungen
Mit dem Einsatz von Agrarumweltindikatoren für die Honorierung ökologischer Leistungen der
Landwirtschaft müssen neben der Validität die allgemein gültigen wissenschaftlichen
Gütekriterien der Objektivität und Reliabilität zu erfüllen sein (Schröder 1996: 455). Objektivität
und Reliabilität beziehen sich jeweils auf ein Vorgehen. Als objektiv wird ein Vorgehen dann
bezeichnet, wenn es unter Berücksichtigung derselben Grundlagen zu Ergebnissen führt, die
unabhängig vom Bewerter (vgl. Bernotat et al. 2002), also intersubjektiv nachvollziehbar sind
(Romahn 2003).
Objektivität und Reliabilität von Indikatoren im hier diskutierten Zusammenhang sind gegeben,
wenn das Ergebnis der Transaktion der absoluten Eigentumsrechte mit Hilfe der Indikatoren
unabhängig von den jeweiligen Vertragspartnern unter gleich bleibenden Bedingungen das
Gleiche ist.
Im Folgenden wird erläutert, welche konkreten Eigenschaften die Agrarumweltindikatoren im
Rahmen der Honorierung ökologischer Leistungen aufweisen müssen. Dabei werden auch
Anforderungen diskutiert, die sich auf der Grundlage der aktuellen Rahmenbedingungen für die
Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft ergeben. In diesem Zusammenhang ist
insbesondere zu berücksichtigen, dass der aktuelle und auch künftig größte Anteil von
Honorierungen für ökologische Leistungen im Rahmen von EU-kofinanzierten
Agrarumweltprogrammen angeboten wird (akutell nach VO (EG) 1257/1999). Damit verbunden
ist eine relativ rigide Verwaltung und Kontrolle im Rahmen des Integrierten Verwaltungs- und
Kontrollsystems (InVeKoS) (vgl. Durchführungsbestimmungen zum InVeKoS
(VO (EG) 2419/2001). Die sich aus diesem System ergebenden Restriktionen werden innerhalb
der Arbeit nicht in jedem Fall als solche behandelt. Um jedoch zu praxisrelevanten Ergebnissen
für Honorierungsinstrumente zu kommen, können die aktuellen agrarpolitischen
Rahmenbedingungen nicht ausgeblendet werden.

118 Kapitel 6
6.3.4.1 Raumäquivalenz
Im Zusammenhang mit der Verwendung der Indikatoren für die Schaffung und Durchsetzung
relativer Eigentumsrechte (Instrumente zur Honorierung ökologischer Leistungen) im Bereich
Landwirtschaft sind zwei räumliche Bezüge zu diskutieren:
1. Raumbezug für die Qualifizierung der Indikatoren (Raum in dem die Indikatoren valide
sind),
2. Raumbezug für die Quantifizierung (Normierung) der Indikatoren (zweckgebundener
Raumbezug der Normierung).
Unter Punkt 1 wird der Raum verstanden, in dem ein Indikator valide ist, das heißt ein Gebiet
mit gleichen Umweltzielen, die über die gleichen Umweltzustands-Indikatoren abgebildet
werden können oder innerhalb des Raumes mit den gleichen Maßnahmen (inklusive Emissionen
und Immissionen) erreicht werden können. In diesem Verständnis entspricht der Raumbezug für
die Qualifizierung der Indikatoren dem so genannten Regelungsraum. Kennzeichnend für diesen
Regelungsraum ist, dass innerhalb des Raumes ein nach Art und Dosierung einheitlicher
Instrumenteneinsatz gilt und umweltrelevante Aktivitäten nach privatwirtschaftlichen
Erwägungen räumlich verteilt oder kumuliert werden dürfen (Scheele et al. 1993; vgl. auch
Kap. 3.1.3 zu den Baumol-Instrumenten sowie Kap. 6.1 zu substitutionalen Zielstrukturen als
Voraussetzung für Honorierungsinstrumente).
In Anlehnung an die Funktion der Indikatoren zur Schaffung und Durchsetzung effizienter
Eigentumsrechte an den ökosystemaren und individuellen Fähigkeiten zur Produktion der
ökologischen Güter sei noch einmal ausdrücklich darauf hingewiesen, dass in dieser Arbeit von
einer funktionalen Raumabgrenzung ausgegangen wird.
Eine Frage, die sich im Zusammenhang mit der Honorierung ökologischer Leistungen stellt, ist,
ob sich aus dem Zweck der Indikatoren spezielle Anforderungen an den Bezugsraum ergeben?
Unter dem Aspekt der Effektivität der Honorierung würde das Kriterium der Validität der
Indikatoren nicht nur den Bezugsraum für den Indikator definieren, sondern gleichzeitig das
ausschlaggebende Kriterium für die Bestimmung des optimalen Regelungsraumes darstellen.
Wenn die Abgrenzung des Regelungsraumes sich ausschließlich an der Validität der Indikatoren
orientiert (der (die) Indikator(en) ist (sind) im gesamten Raum 100 % valide), wird der dadurch
bestimmte Raum als effektiver Regelungsraum bezeichnet. Praktisch heißt dies für die
Honorierung ökologischer Leistungen, dass diese 100 % effektiv sind.

Rationalisierte Umweltziele als Ansatzstelle für die Honorierung ökologischer Leistungen 119
Eine derartige Raumabgrenzung ist jedoch nur in einer Welt ohne Transaktionskosten realistisch.
Effizienzüberlegungen werden in den allermeisten Fällen zu einer anderen Abgrenzung des
Regelungsraumes führen. „In particular, the more precise the design of the management
prescription and the designation of areas eligible for their implementation, the more effective
will be the scheme, and the lower the potential for contractors to economic rents. However, the
higher will be the administrative costs. Hence there is a trade-off to resolve: administrative costs
should be optimized jointly with other costs (namely payments to farmers) to fulfil all the
objectives of policy-making” (Falconer et al. 2001: 84). Unter Berücksichtigung der
Transaktionskosten ist die ‚policy-off’ Situation zu ermitteln (Falconer et al. 2001: 84, vgl. auch
Falconer 2000). Derartige ‚policy-offs’ spiegeln den normativen Ansatz des Fiskalföderalismus 81
wider.
Dabei werden für die Bestimmung des optimalen politischen Regelungsraumes nicht nur die
Kosten für die Schaffung und Durchsetzung der relativen Eigentumsrechte im effektiven
Regelungsraum berücksichtigt, sondern auch die Kosten aufgrund der Heterogenität der
Angebots- und Nachfrageseite (vgl. für den agrarumweltpolitischen Bereich Ewers & Hassel
2000, Rudolff & Urfei 2000, Karl & Urfei 1995). Eine perfekte Synchronisiation im Sinne des
perfect mapping ist dabei illusorisch (valider Indikatorenraum = optimaler politischer
Regelungsraum). Perfect mapping würde bedeuten, dass für jedes ökologische Gut der
funktionale (valide) Regelungsraum definiert wird (vgl. zum perfect mapping grundlegend
Breton 1965). Als theoretischer Bezugsrahmen verliert der effektive Regelungsraum daher beim
Versuch seiner praktischen Umsetzung einiges an Attraktivität und Bestimmtheit. Unabhängig
davon stellt er jedoch den „Fixstern“ bei der Ableitung des effizienten Regelungsraumes dar und
ist die „ökologisch und ökonomisch richtige Analyseeinheit“ (vgl. Ewers & Hassel 2000: 108).
Jeder andere Regelungsraum muss sich daran messen lassen, ob die realisierten
Kosteneinsparungen den Verlust an Treffsicherheit (Validität) aufwiegen (vgl. Ewers & Hassel
2000).
81 Diese klassische Theorie des Fiskalföderalismus ist dadurch gekennzeichnet, dass für jede Gebietskörperschaft
eine Regierung unterstellt wird, die als perfekter Sachwalter der regionalen Bürgerinteressen fungiert. Die
Regierung verhält sich wie ein wohlmeinender Sozialplaner. Abzugrenzen davon sind neuere Ansätze, welche die
Annahme eines Sozialplaners aufgeben. In der klassischen Theorie des Fiskalföderalismus stehen drei Kriterien für
die Zuweisung von allokativen Staatsaufgaben auf verschiedene Gebietskörperschaften im Vordergrund: der
regionale Einzugsbereich von Politikmaßnahmen, das Vorliegen von Skalenerträgen und die Präferenzunterschiede
zwischen den Regionen (grundlegend Oates 1972).

120 Kapitel 6
Im hier diskutierten Zusammenhang ist wesentlich, dass sich der Raumbezug für Indikatoren
ökologischer Güter nicht ausschließlich nach Effektivitätskriterien richten kann, sondern unter
dem Postulat der Berücksichtigung der Transaktionskosten erfolgt. Wenn die Transaktionskosten
für die Ermittlung und die Administrierung des validen (100 %) Raumes höher sind als der Preis
des Gutes muss die Gesellschaft bereit sein, Risiko für die fehlenden Validität zu übernehmen.
Ob der Tausch, die Honorierung ökologischer Leistungen, das geeignete Allokationsinstrument
ist, hängt entscheidend von dem Funktionsverlauf der Transaktionskosten und der
Risikobereitschaft der Gesellschaft ab.
Pauschale Aussagen zur optimalen Größe des Bezugsraumes in dem Sinne, je größer der
Bezugsraum, je geringer die Transaktionskosten können nicht getroffen werden, wenn man die
gesamten Kosten (also auch Verhandlungskosten, Informationskosten usw.) mit berücksichtigt.
Sowohl theoretische Erkenntnisse zum optimalen Zentralisierungsgrad im Bereich der
Föderalismustheorie (vgl. z. B. Frey & Kirchgässner 1994) als auch empirische Erhebungen zu
Transaktionskosten im Rahmen von unterschiedlich ausgestalteten Agrarumweltprogrammen
lassen solche pauschalen Aussagen nicht zu (vgl. Falconer 2000, Rodgers & Bishop 1999).
Was jedoch abgeleitet werden kann, ist, dass die Transaktionskosten für den Tausch geringer
werden, wenn der Raum für verschiedene Transaktionen derselbe ist, das heißt, wenn
Agrarumweltmaßnahmen jeweils im gleichen Raum angeboten werden und sich sowohl die
Transaktionskosten für die Verwaltung als auch für die Landwirte verringern (vgl. „one-stop
shops for management agreements” Falconer 2000, Rodgers & Bishop 1999). Oft stellen
administrative Einheiten einen potentiellen Kompromiss des Raumbezuges unter dem Aspekt der
Transaktionskosten dar, da dadurch z. B. Suchkosten für die Raumbildung und Verwaltung
entfallen. Untersuchungen zu Agrarumweltmaßnahmen in England mit naturräumlich definierten
Gebietskulissen, den so genannten ESA (Environmental Sensitive Areas), zeigen jedoch, dass
sich die Transaktionskosten für Maßnahmen mit der Dauer der Anwendung verringern (Falconer
et al. 2001) und dadurch der potentielle Kostenvorteil der administrativen Gebietskulissen sinkt.
Für die praktische Verwendung von Indikatoren im hier diskutierten Zusammenhang kann
‚allgemeingültig’ lediglich geschlussfolgert werden, je weniger die Validität der Indikatoren vom
Raum (Standort) abhängt, desto potentiell besser sind die Indikatoren geeignet.
Unter Punkt 2 (s. S. 118) wird der Raumbezug betrachtet, der für die Normierung der
Indikatoren entscheidend ist und durch den jeweiligen Zweck bestimmt wird. Im Zusammenhang
mit der Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft muss sich die Normierung der

Rationalisierte Umweltziele als Ansatzstelle für die Honorierung ökologischer Leistungen 121
Indikatoren auf die landwirtschaftliche (Betriebs-)Fläche beziehen lassen bzw. auf den räumlich
funktionalen Wirkungskreis der landwirtschaftlichen Nutzung. Den Landwirten können nur
Eigentumsrechte abgekauft werden, die sie aufgrund der Bewirtschaftungsrechte der jeweiligen
Betriebsfläche haben. Die Quantifizierung der Driving forces-Indikatoren und Pressure-
Indikatoren muss daher immer auf die landwirtschaftliche (genutzte) Fläche zu beziehen sein.
Am Beispiel verdeutlicht heißt dies, dass die Verminderung der Nährstoffemissionen (i.S.v.
Pressure-Indikator für das Ziel Grundwasserschutz) oder auch der Anbau von Untersaaten (i.S.v.
Driving forces-Indikator für das Ziel Erosionsschutz) pro Hektar honoriert wird. Ein Pressure-
Indikator, der sich auf die gesamte Betriebsfläche bezieht, wären z. B. die Hoftor-Bilanzen für
Stickstoff oder klimarelevante Gase wie CO2 (diese werden dann wieder auf die bewirtschaftete
Fläche bezogen, wenn daran Zahlungen geknüpft werden sollen).
Umweltzustands-Indikatoren werden in den meisten Fällen ebenfalls auf die landwirtschaftliche
Fläche normiert. Ein Beispiel ist das Vorkommen bestimmter Pflanzenarten auf dem Grünland
als Indikator des Umweltziels ‚Erhaltung standorttypischer Artenvielfalt des extensiv genutzten
Grünlandes’. Hier kann, wie im aktuell angewendeten Beispiel des MEKA II (vgl. Kap. 4.2.3.2),
der Grünlandschlag als Bezugsgröße für die Normierung genutzt werden. In der Anleitung zur
Beurteilung eines Grünlandschlages wird aufgeführt: „1. Das Grundstück ist entlang einer der
beiden Diagonalen (bei Dreiecksform entlang der Seitenhalbierenden) zu durchschreiten. Dabei
ist die Wegstrecke gedanklich in 3 gleich lange Abschnitte zu teilen. 2. Jeder dieser 3 Abschnitte
ist im Bereich der seitwärts ausgestreckten Arme auf Kennarten zu kontrollieren. Die zu
beurteilenden Flächen sind je ein Streifen links und rechts der ‚Ganglinie’ von etwa 80 bis 90
cm“ (MLR (Hrsg.) 1999).
Ein möglicher Umweltzustandsindikator mit Bezug zur Betriebsfläche wäre der Anteil
wertvoller Saumstrukturen (operationalisiert über klar definierte Merkmalsklassen) an der
Betriebsfläche als Indikator für das Ziel ‚Erhalt/Verbesserung der Artenvielfalt’.
Bei Zustands-Indikatoren muss der Indikator jedoch nicht in jedem Fall auf die
landwirtschaftliche Fläche normiert werden. Wenn als Umweltziel z. B. für das pleistozäne
Hügelland der Uckermark (Brandenburg) definiert ist, Sölle (anhand geschlossener
Merkmalsklassen definiert) aufgrund ihrer hohen Bedeutung für viele Arten zu erhalten, könnte
ein Landwirt dafür honoriert werden, die (durch bestimmte Indikatoren operationalisierten) Sölle
zu erhalten. Die Honorierung kann direkt an die Umweltzustands-Indikatoren geknüpft werden,
wenn diese Indikatoren auch die anderen Anforderungen erfüllen, die in Abbildung 20 (Kap.

122 Kapitel 6
6.3.4.7) im Überblick dargestellt sind 82 . Bezugsraum der Normierung wäre in diesem Fall also
das Soll (vgl. dazu jedoch auch Problemäquivalenz Kap. 6.3.4.2).
Die aktuellen Rahmenbedingen für die Honorierungsinstrumente unter VO (EG) 1257/1999
schließen eine Honorierung für Flächen/Objekte (z. B. Soll im oberen Beispiel) außerhalb der
landwirtschaftlich genutzten Fläche in Deutschland aus. Allerdings können seit 2000 bestimmte
Anteile von Landschaftsstrukturen als landwirtschaftliche Fläche in das InVeKoS-System
aufgenommen werden (vgl. Verordnung VO (EG) 2721/2000) und wären dadurch ebenfalls für
die Anwendung von Honorierungsinstrumenten relevant. Mit der ‚Integration’ dieser Flächen in
die landwirtschaftliche Fläche könnten auch für diese Flächen die Honorierungsinstrumente
genutzt werden. Allerdings wird aktuell in Deutschland davon noch kein Gebrauch gemacht.
Für die praktische Verwendung von Indikatoren im hier diskutierten Zusammenhang kann
geschlussfolgert werden, dass die Indikatoren für landwirtschaftliche Flächen (z. B. Hektar,
Schlag, Betriebsfläche) normierbar sein müssen (administrativ als landwirtschaftliche Fläche
ausgewiesen).
6.3.4.2 Problemäquivalenz
Die Indikatoren sollen es Landwirten ermöglichen, Eigentumsrechte an ökosystemaren und
individuellen Fähigkeiten zu tauschen, um die Produktion ökologischer Güter zu gewährleisten.
Die Indikatoren müssen die Gütereigenschaften definieren, die durch die Eigentumsrechte
bestimmt sind. Die Indikatoren müssen im Fall der Honorierung ökologischer Leistungen
gegenüber der Art der landwirtschaftlichen Nutzung eines Landwirtes sensibel und gegenüber
anderen Einflussfaktoren robust sein. Wenn ein sauberes Fließgewässer ein knappes
ökologisches Gut in einem bestimmten Gebiet darstellt (als gesellschaftliches Umweltziel
definiert ist), so kann dies z. B. über den Saprobienindex indikatorisch operationalisiert
werden 83 .
Das Problem besteht in der allgemein bekannten Tatsache, dass das nachgefragte Gut
(operationalisiert über Saprobienindex ) nicht nur durch die Eigentumsrechte des Landwirtes mit
angrenzenden Flächen beeinflusst wird, sondern von den verschiedenen Nutzern
82 Das Problem der Ermittlung des Wertes der ökologischen Leistung soll an dieser Stelle nicht diskutiert werden.
83 Es wird unterstellt, dass der Saprobienindex das nachgefragte ökologische Gut valide abbildet.

Rationalisierte Umweltziele als Ansatzstelle für die Honorierung ökologischer Leistungen 123
(Eigentumsrechten) im gesamten Einzugsgebiet des Fließgewässers abhängt. Das handelbare
ökologische Gut ist also nicht die nachgefragte Umweltstruktur ‚sauberes Fließgewässer’,
sondern lediglich die durch den einzelnen Vertragspartner beeinflusste Fließgewässerqualität.
Der Nachfrager (z. B. die Gesellschaft) muss sich bewusst sein, dass er mit
Honorierungsinstrumenten lediglich für die mit den Eigentumsrechten erfassten Eigenschaften
sein Geld investiert.
Die Herausforderung im Zusammenhang mit effizienten Honorierungsinstrumenten besteht
demnach darin, dass der durch die landwirtschaftliche Nutzung beeinflusste Teil der
nachgefragten ökologischen Güter durch Indikatoren gefasst werden muss und zwar derart, dass
für den Landwirt idealer Weise Handlungsalternativen zur Produktion dieser Güter offen stehen.
Diese Betrachtungen führen in jedem einzelnen Fall zur kritischen Diskussion, ob
Honorierungsinstrumente das geeignete Mittel sind, um die Produktion der ökologischen Güter
zu gewährleisten. Sind die Indikatoren nicht problemäquivalent, geht bei vertraglich geregelten
Transaktionen von Eigentumsrechten einer der Vertragspartner ein Risiko ein. Bei Zustands-
Indikatoren, die nicht robust gegenüber anderen Einflüssen als der selbst gesteuerten
landwirtschaftlichen Nutzung sind, trägt der Landwirt das Risiko, kein Geld zu bekommen,
obwohl er bestimmte Maßnahmen durchgeführt hat (z. B. die Düngung reduziert hat). Bei
Immissions-Indikatoren muss zwischen zwei Situationen unterschieden werden, je nachdem, ob
die Immission als Wirkung oder Ursache definiert wird. Der Anbieter (z. B. ein einzelner
Landwirt) trägt das Risiko, wenn die Immissionen nicht problemäquivalent reagieren und der
Nachfrager (z. B. Gesellschaft) trägt das Risiko, wenn die Immission nicht problemäquivalent
wirkt (vgl. auch Kap. 6.3.5.1). Bei Emissions- und Maßnahmen-Indikatorenarten trägt die
Gesellschaft das Risiko, ihr Geld in die Maßnahmen zu investieren, ohne das nachgefragte
ökologische Gut zu erhalten (vgl. Tabelle 2)
Tabelle 2: Träger des Vertragsrisikos bei nicht problemäquivalenten Indikatoren im Rahmen der
Honorierung
Indikatorentyp Risikoträger bei fehlender Problemäquivalenz der Indikatoren
Zustands-Indikatoren Anbieter
Immissions-Indikatoren Anbieter oder Nachfrager
Emissions-Indikatoren Nachfrager
Maßnahmen-Indikatoren Nachfrager

124 Kapitel 6
Für die praktische Verwendung von Indikatoren im hier diskutierten Zusammenhang kann
geschlussfolgert werden, dass die Indikatoren gegenüber der landwirtschaftlichen Nutzung eines
Vertragspartners sensibel und gegenüber den anderen Nutzungen robust sein müssen. Fehlende
Problemäquivalenz bei Indikatoren bedeutete in jedem Fall für einen Vertragspartner das Risiko,
knappe Ressourcen umsonst zu investieren.
6.3.4.3 Zeitäquivalenz
Die Indikatoren müssen in einem Zeitraum sensibel sein, der vertraglich gebundene
Transaktionen ermöglicht. Prinzipiell können dies sehr lange Zeiträume sein (vgl. z. B. im
Forstbereich). In der Landwirtschaft funktionieren derartige Vertragslaufzeiten jedoch nicht.
Landwirtschaftliche Betriebe sind derart strukturiert, dass die Erträge aus Leistungen auf ihren
Flächen möglichst jährlich anfallen. Verträge können und werden zwar auch langfristiger
abgeschlossen, die Erträge fließen jedoch in der Regel zeitnah zu den entgangenen
Alternativerträgen. Die meisten der aktuell abgeschlossenen Verträge zur Honorierung
ökologischer Leistungen haben eine Vertragslaufzeit von 5 Jahren, wobei für jedes Jahr
kontrollierbare Indikatoren vorliegen, auf deren Grundlage die jährliche Zahlung erfolgt. Auch
unter der Annahme, dass durch die äußeren agrarpolitischen Rahmenbedingungen große
Flexibilität bei der Ausgestaltung von Verträgen besteht (was de facto in den meisten Fällen
aktuell und in absehbarer Zeit nicht zutrifft), dürfen die Umweltprobleme, die mit der
Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft gelöst werden sollen, nicht auf eine
mittlere bis langfristige Vertragslaufzeit angewiesen sein. Das heißt, die Indikatoren müssen
relativ kurzfristig reagieren (Zustands-Indikatoren) bzw. kurzfristig wirken (Immissionens-
Emissions- und Maßnahmen-Indikatoren). Honorierungsinstrumente sind besonders dort
geeignet, wo kurz- und mittelfristige Ziele erreicht werden sollen.
Wenn keine Indikatoren für die knappen ökologischen Güter definiert werden können, die in
‚vertragstauglichen’ Zeiträumen sensibel sind, ist das Umweltproblem nicht (allein) mit
Honorierungsinstrumenten zu lösen. Es sind Anreize notwendig, um zu gewährleisten, dass die
Vertragslaufzeit mit der inhärenten Systemzeit der ökologischen Systeme übereinstimmt 84 . Die
inhärente Systemzeit ist die dem ökologischen System eigene Zeitskala. Diese ergibt sich aus der
84 Die inhärente Systemzeit kann zu den in der ökonomischen Literatur als ‚Wirkungs- und Erkennungslags’
bezeichneten Verzögerungen führen (vgl. Andel 1998).

Rationalisierte Umweltziele als Ansatzstelle für die Honorierung ökologischer Leistungen 125
Reproduktionszeit, bei Lebewesen also die Generationszeit, bei höheren Systemen die Dauer, bis
diese auf die Störung bzw. Maßnahme reagieren (Kümmerer 2000).
Sind derartige Anreize da, besteht also Aussicht darauf, dass die Maßnahmen ökologisch
äquivalent durchgeführt werden, kann die ‚Etappenleistung’ auf dem Weg zum tatsächlichen
Ziel indikatorisch abgebildet und daran eine Honorierung geknüpft werden. „Führt eine
Maßnahme ... erst nach vielen Jahren zu dem angestrebten Zustand, so müsste als ‚Leistung’
nicht die beobachtbare Einstellung dieses Zustandes, sondern schon seine jetzige Vorbereitung
gewertet werden“ (Hampicke 1996: 84). Ähnlich wie bei der Problemäquivalenz (vgl.
Kap. 6.3.4.2) kann es demnach notwendig sein, dass die direkt nachgefragten, jedoch nur
langfristig zu erreichenden Umweltziele (zu produzierende ökologische Güter) nicht durch
Transaktionen von Eigentumsrechten zu erreichen sind und daher Etappenziele im Sinne von
handelbaren, kurz- bzw. mittelfristig zu produzierenden ökologischen Gütern definiert werden.
Wie bei fehlender Problemäquivalenz ergibt sich auch bei fehlender zeitlicher Sensibilität ein
Risiko für einen der Vertragspartner.
Wird die Honorierung an Zustands-Indikatoren geknüpft, trägt der Landwirt oder die
Gesellschaft das Risiko, je nachdem ob das ökologische Gut erhalten oder erst entwickelt werden
muss. Sind z. B. in einem bestimmten Raum wiesenbrütende Limikolen (Watvögel) knappe
ökologische Güter, so kann die ökologische Leistung darin bestehen, (i) derartige Limikolen zu
erhalten oder (ii) einen Beitrag zur (Weiter)Entwicklung der Population zu leisten.
Wird die Honorierung ökologischer Leistungen zur Erhaltung der Limikolen an Zustands-
Indikatoren geknüpft (z. B. direkt an die definierte Anzahl bestimmter Limikolenart pro Fläche),
trägt die Gesellschaft im Wesentlichen das Risiko, das bei fehlender zeitlicher Sensibilität
auftritt. Arten können z. B. mit zeitlicher Verzögerung auf Änderungen ihres Standortes
reagieren bzw. haben ein langes Verharrungsvermögen (z. B. Großer Brachvogel). Die
Limikolen können also noch für eine Generation (Großer Brachvogel z. B. über 20 Jahre) auf
Flächen vorkommen, deren Standortbedingungen (ökologische Fähigkeiten!) jedoch eine
Reproduktion nicht mehr in ausreichendem Maße gewährleisten. Ergebnisse zum
Reproduktionserfolg des Großen Brachvogels in Brandenburg sollen diesen Zusammenhang
beispielhaft verdeutlichen.
In Tabelle 3 sind die Anzahl der näher kontrollierten Brutpaare (BP) und der
Reproduktionserfolg des Großen Brachvogels für verschiedene Zeitreihen und verschiedene
europäische Vogelschutzgebiete ‚Specially Protected Area’ (SPA) in Brandenburg dargestellt.

126 Kapitel 6
Vergleicht man den tatsächlichen Reproduktionserfolg mit den Angaben der Literatur zur
notwendigen Reproduktion von 0,4 flüggen Jungtieren (fl. Juv.) pro Brutpaar (den Boer 1995)
zeigt sich, dass der tatsächliche Reproduktionserfolg im überwiegenden Teil nicht ausreicht, um
die Population langfristig zu erhalten. Dieser fehlende Reproduktionserfolg spiegelt sich jedoch
nur unzureichend in den vorkommenden Brutvogelpaaren wider (vgl. Tabelle 3). Die Anzahl der
Brutvogelpaare ist kein zeitlich sensibler Indikator. Mit Bezug auf die Ausführungen zur
Validität kann für diesen Fall auch geschlussfolgert werden, dass der Indikator ‚Anzahl der
Individuen/Brutpaare’ nicht valide ist, da das Umweltziel die Erhaltung/die Bereitstellung der
notwendigen ökosystemaren und individuellen Fähigkeiten zur Produktion der ökologischen
Güter ist (vgl. Kap. 6.3.2).
Tabelle 3: Anzahl der Brutpaare (BP) (kontrolliert) und des Reproduktionserfolges des Großen Brachvogels
auf Grünland in drei Brandenburger Vogelschutzgebieten
Europäisches
Vogelschutzgebiet (SPA)
Untere Havelniederung
(Gr. Grabenniederung)
Belziger Landschaftswiesen
Malxe-Niederung
Jahr
*erforderliche Reproduktion (nach Boer 1995): 0,4 fl. Juv./BP
Datenquelle: LUA N2 (2003)
Anzahl näher
kontrollierter BP
Reproduktionserfolg
fl. Juv./BP*
2000 5 0,2
2001 5 0,0
2002 5 0,2
1998 21 0,24
2000 20 0,05
2001 20 0,45
2002 20 0,0
1998 13 0,15
1999 12 0,17
2000 11 0,0
2001 11 0,0
Eine andere Situation ergibt sich, wenn die Honorierung an Zustands-Indikatoren geknüpft wird,
diese jedoch einen zu entwickelnden Zielzustand abbilden (ii). So könnte der Landwirt dafür
honoriert werden, dass sich auf seiner Wiese die Anzahl der Brutpaare des Großen Brachvogels
verdoppelt. In diesem Fall trägt der Landwirt das Risiko, wenn der Indikator nicht zeitlich
sensibel (entsprechend vertraglichen Regelungen) reagiert (Annahme: valide und
problemäquivalent). Bei dem gewählten Beispiel des Großen Brachvogels ist diese Sensibilität

Rationalisierte Umweltziele als Ansatzstelle für die Honorierung ökologischer Leistungen 127
nicht gegeben, da die Ansiedlung von neuen Brutpaaren in hohem Maße von den individuellen
standörtlichen Gegebenheiten abhängt (z. B. der historischen Nutzung, der Populationsdichte im
Gebiet usw.).
Bei Immissions-Indikatoren liegt das Risiko beim Anbieter oder Nachfrager, je nachdem ob
Immissionen nicht zeitäquivalent reagieren oder wirken (vgl. Kap. 6.3.4.3). Wird die
Honorierung an Emissions- oder Maßnahmen-Indikatoren geknüpft, trägt die Gesellschaft in
jedem Fall das Risiko, wenn die Maßnahmen nicht in der Vertragszeit Wirkung zeigen. Tabelle 4
stellt noch einmal die Verteilung des Risikos bzgl. der Zeitäquivalenz für die Indikatorenarten im
Überblick dar.
Tabelle 4: Träger des Vertragsrisikos bei nicht zeitäquivalenten Indikatoren im Rahmen der Honorierung
Indikatorentyp
Risikoträger bei fehlender zeitlicher Sensibilität der Indikatoren
Erhaltungsziel Entwicklungsziel
Zustands-Indikatoren Nachfrager Anbieter
Immissions-Indikatoren kein Risiko* Anbieter oder Nachfrager
Emissions-Indikatoren kein Risiko* Nachfrager
Maßnahmen-Indikatoren kein Risiko* Nachfrager
* Annahme: Indikatoren sind valide/problemäquivalent
Für die praktische Verwendung von Indikatoren im hier diskutierten Zusammenhang kann
geschlussfolgert werden, dass die Indikatoren in vertragstauglichen Zeiten sensibel sein müssen.
Dabei gilt, je schneller die Indikatoren Wirkung anzeigen bzw. Wirkung verursachen, desto
besser sind diese geeignet (desto flexibler können Verträge gestaltet werden). Fehlende
Zeitäquivalenz bei Indikatoren bedeutet in jedem Fall für einen Vertragspartner das Risiko,
knappe Ressourcen umsonst zu investieren.
6.3.4.4 Normierbarkeit
Mit den Indikatoren (dem Indikator) muss eine Grenzziehung in gleicher Weise möglich sein wie
mit einem Grenzwert im Bereich des Ordnungsrechtes. „Ein ... Grenzwert digitalisiert das
Problem, er ist eine Form mit zwei Seiten, deren eine den Bereich des Verbotenen, deren andere
den Bereich des Erlaubten bezeichnet. Auf geschickte Weise wird dadurch das Verbotene und

128 Kapitel 6
das Erlaubte in einer einzigen Markierung zusammengefasst, und diese Markierung kann zudem
verschoben werden, wenn Veränderungen des Erkenntnisstandes oder politische Pressionen dies
nahe legen“ (Luhmann 1991: 1777, zitiert in Schröder 1996). Die Indikatoren müssen eine
Standardisierung ermöglichen, die honorierungswürdige von nicht honorierungswürdigen
Leistungen trennt. Dies ist durch die Bildung einer geschlossenen Merkmalsklasse möglich (vgl.
Operationalisierung i.d.S. in Romahn 2003: 81). Die Einstufung z. B. einer einzelnen
landwirtschaftlich genutzten Fläche als honorierungswürdig oder nicht honorierungswürdig
entspricht einer einfachen Ja-/Nein-Entscheidung. Dies setzt voraus, dass bei der Subsumtion des
konkreten Einzelfalls unter die geschlossene Merkmalsklasse eine objektive ex ante-
Bewertungsregel besteht (i.d.S. vgl. auch Romahn 2003 zur Subsumtionstheorie in der
Bewertung). Bei der Subsumtion des einzelnen Objekts ist festzustellen, ob dieses zu der
entsprechend bewerteten Klasse gehört, wobei die Zuordnung der einzelnen Objekte zur
Wertklasse durch das Verfahren zweifelsfrei bestimmt ist (vgl. Bernotat et al. 2002: 369,
Romahn 2003: 71 f.).
Die aktuellen politischen Rahmenbedingungen für die Anwendung der Honorierung
ökologischer Leistungen bedingen eine sehr präzise und einfache Möglichkeit der Kontrolle von
Zahlungen für ökologische Leistungen. Das heißt, die Ja-/Nein-Entscheidung muss anhand
einfacher und klar nachvollziehbarer Indikatoren normiert sein. Da aktuell und wohl auch
künftig der größte Anteil der Honorierungsinstrumente im Rahmen von EU-kofinanzierten
Agrarumweltprogrammen angeboten wird (vgl. Kap. 7.2), sind die EU-weit geltenden strengen
Rahmenbedingungen einzuhalten. Die Mitgliedstaaten sind zuständig für die korrekte
Durchführung der Agrarumweltmaßnahmen. Die Kommission (und der Europäische
Rechnungshof) prüfen bei 5 % der Teilnehmer an Agrarumweltmaßnahmen im Rahmen von
Vor-Ort-Kontrollen jedes Jahr die Durchführung. Wird dabei festgestellt, dass zu Unrecht
honoriert wurde, kann die Kommission dem Mitgliedstaat diese Mittel ‚in Rechnung stellen’,
also anlasten. Entscheidend für die Administration der Mitgliedstaaten ist dann der Grund der zu
unrecht gezahlten Honorierung. Es können zwei Situationen unterschieden werden. (i) Ist der
Verstoß z. B. durch falsche Angaben des Landwirtes entstanden, der die Honorierung erhalten
hat, so kann der Mitgliedstaat sich – nach Maßgabe der verwaltungsrechtlichen Bestimmungen –
sein Geld dort wiederholen. (ii) Große Geldbeträge an Anlastungen kommen zustande, wenn die
Kommission bei ihren Prüfungen zu der Erkenntnis kommt, dass das Verwaltungsverfahren des
Mitgliedstaats nicht den rechtlichen Anforderungen genügt. Dann kann sie einen bestimmten
Prozentsatz der insgesamt für eine Maßnahme gezahlten Beihilfen vom Mitgliedstaat
zurückfordern. Dies erfolgt auch dann, wenn nicht fahrlässig gehandelt wurde, sondern die
Administration nach bestem Wissen und Gewissen gehandelt hat. Je komplizierter also die

Rationalisierte Umweltziele als Ansatzstelle für die Honorierung ökologischer Leistungen 129
Anforderungen an das Verwaltungsverfahren und je höher das Beihilfevolumen, desto höher das
Anlastungsrisiko, das aktuell bei Agrarumweltmaßnahmen in Größenordnungen von Millionen €
liegen kann.
Für die praktische Verwendung von Indikatoren im hier diskutierten Zusammenhang kann
geschlussfolgert werden, dass die Indikatoren eine klare Grenzziehung zwischen honorierungs-
würdiger und nicht honorierungswürdiger Leistung ermöglichen müssen.
6.3.4.5 Formulier- und Kommunizierbarkeit
Aktuell und wohl auch in der näheren Zukunft sind die Instrumente der Honorierung
ökologischer Leistungen nachfrageorientiert. Die Nachfrage muss so gestaltet sein, dass die
Landwirte, als Adressaten, die damit verbundene Zielsetzung verstehen. Dies bedeutet nichts
anderes, als dass sich die Validität auch den Landwirten als Adressaten erschließt. Dies kann als
wesentliche Voraussetzung für die Akzeptanz derartiger Instrumente angesehen werden. Den
Anwendern muss deutlich werden, was die Indikatoren abbilden, welches Ziel mit diesen
erreicht werden soll. Aktuell wird die Honorierung ökologischer Leistungen in den meisten
Fällen an bestimmte Maßnahmen (nur teilweise im Sinne von Maßnahmen-Indikatoren)
geknüpft (vgl. Kap.7.2.2.4). Für diesen Fall muss die Kausalkette zwischen Maßnahme und Ziel
für den Landwirt nachvollziehbar sein. Menschen halten Normen (im Beispiel bestimmte
Bewirtschaftungsauflagen) eher ein, wenn sie einen Sinn darin sehen. Das gilt auch für die
Bereitschaft zum freiwilligen Tausch von Eigentumsrechten im Rahmen von
Agrarumweltmaßnahmen. Eine europaweite Untersuchung über die Gründe der Teilnahme von
Landwirten an freiwilligen Agrarumweltmaßnahmen kam z. B. zu dem Ergebnis, dass gerade bei
den deutschen Landwirten (untersucht wurden die Bundesländer Bayern, Sachsen und
Schleswig-Holstein) ein wesentlicher Grund der Nichtteilnahme die Überzeugung war, dass
damit kein Nutzen für die Umwelt entsteht (vgl. Drake et al. 1999). 63 % der befragten
Landwirte in Bayern und 33 % der Landwirte in Sachsen gaben als einen Grund der
Nichtteilnahme an, dass sie durch die Maßnahmen keine Verbesserung für die Umwelt erwarten
(Falconer 2000) (vgl. Tabelle A-2 im Anhang). Die Einsicht in die Ziele und den Zweck von
Agrarumweltmaßnahmen dürfte um so mehr zählen, wenn die Maßnahmen gleichzeitig eine
Einschränkung anderer produktiver Handlungsalternativen (sinnvoller Ziele) bedeuten. Auch
Zustands-Indikatoren sowie Emissions- und Immissions-Indikatoren müssen für den Landwirt

130 Kapitel 6
nachvollziehbar und sinnvoll sein 85 . Diese Erkenntnisse bestätigen auch Untersuchungen zu den
Akzeptanzfaktoren von Natur- und Landschaftsschutzmaßnahmen (Knierim & Siebert 2003,
Schenk 2000). Darüber hinaus gilt: „Je schwieriger die Kontrollierbarkeit und je weniger
einsichtig die Bewirtschaftungsauflagen, desto höher ist der Anreiz für einen Vertragsbruch“
(Baur 1998: 11, vgl. auch Kuhlmann 1997, Rapp 1998).
Die aktuell angewendete Honorierung im Rahmen von Agrarumweltprogrammen wird von
unterschiedlichen Ebenen administriert. Dies reicht von der Europäischen Kommission in
Brüssel über das Bundesministerium für Verbraucherschutz und Landwirtschaft (bei
Maßnahmen im Rahmen GAK), die hauptverantwortlichen Landesministerien und die
dazugehörigen Landesanstalten und Ämter bis hin zu den regionalen Stellen wie
Landwirtschaftsämter als direkte Ansprechpartner der Landwirte (vgl. Kap. 7.1.3). Für eine
effiziente Ausgestaltung und Umsetzung der Honorierungsinstrumente ist dabei Voraussetzung,
dass die Anwender die operationalisierten Ziele der Instrumente inhaltlich und funktionell
verstehen, d. h. die Indikatoren als wesentliche Größe anwendergerecht sind.
Werden wieder die gegebenen Rahmenbedingungen betrachtet, so ist unter dem Aspekt der
Formulierbarkeit gerade die Kommunikation und Abhängigkeit der unterschiedlichen
Verwaltungsebenen entscheidend. Die Bundesländer müssen die Agrarumweltprogramme durch
die EU förmlich bestätigen lassen. Für die Bewertung dieser Programmplanungen durch die
Kommission wird es immer wichtiger, dass die Honorierung an klar definierte Merkmale
(Indikatoren) geknüpft wird, um damit Ziele und Mittel transparent darzustellen und einer
Bewertung unter verschiedenen Kriterien (z. B. Kohärenz der Maßnahmen) zugänglich zu
machen. Die zunehmende Bedeutung dieses Anspruchs, insbesondere auch die Verbesserung der
Transparenz gegenüber der Öffentlichkeit, wird in der steigenden Zahl von Evaluierungen
deutlich. Die Anforderungen an die Evaluierung der Agrarumweltmaßnahmen im Zuge der
Halbzeitbewertung der Pläne zur ländlichen Entwicklung verdeutlichen den Anspruch an
deutlich formulierte Maßnahmen mit klarem und nachvollziehbarem Zielbezug (vgl. Guidelines
der Kommission zur Halbzeitbewertung COM 1999a, COM 2000b, COM 2002b).
Für die praktische Verwendung von Indikatoren im hier diskutierten Zusammenhang kann
geschlussfolgert werden, dass die Indikatoren adressatengerecht und anwendergerecht
formuliert sein müssen.
85 ausführlich zur Bedeutung der ‘Motivation’ bei der Einhaltung von Umweltrecht Ekardt 2001

Rationalisierte Umweltziele als Ansatzstelle für die Honorierung ökologischer Leistungen 131
6.3.4.6 Praktische Erhebbarkeit und Überprüfbarkeit
Die Instrumente zur Honorierung ökologischer Leistungen werden nur dann eingesetzt, wenn die
Transaktionskosten nicht höher sind als der Wert der gehandelten Eigentumsrechte. Praktisch
bedeutet dies, dass der Erhebungsaufwand finanziell in einem angemessenen Verhältnis zum
Wert der erbrachten Leistungen bzw. der Güter stehen muss (zur Bedeutung der
Transaktionskosten für die Instrumentenwahl vgl. z. B. Falconer & Whitby 1999: 84). Geht man
dabei wieder von den aktuellen Rahmenbedingengen für Honorierungsinstrumente aus, muss die
Erhebung im Rahmen des Integrierten Verwaltungs- und Kontrollsystems (InVeKoS) der EU
(VO (EG) 2419/2001) möglich sein. Im Anhang ist dieses relativ aufwendige Verfahren der
Verwaltungskontrolle in Abbildung A-2 dargestellt. Die Erhebung der Indikatoren erfolgt durch
die Administration bzw. die Landwirte (durch Nichtspezialisten im Umweltbereich). Für
Maßnahmen-Indikatoren bedeutete dies, dass die Maßnahmen beobachtbar oder im Zuge der
Buchhaltung nachvollziehbar sein müssen. Aus diesem Anspruch heraus hat die EU-
Kommission z. B. die Kofinanzierung von Agrarumweltmaßnahmen abgelehnt, bei denen eine
Verringerung des Einsatzes von mineralischem Stickstoffdünger um x % honoriert werden sollte.
Derartige Auflagen sind nicht nachvollziehbar zu erheben.
Umweltzustände (Strukturen) oder auch Immissionen und Emissionen müssen mit einem
praktisch realisierbaren Aufwand zu erheben sein. Der Aufwand zur Erhebung muss in einem
angemessenen Verhältnis zum Wert der ökologischen Güter stehen. Allgemein gilt auch in
diesem Fall wieder, je einfacher die Indikatoren zu erheben sind, desto geringer ist das
Anlastungsrisiko (vgl. S. 129).
Für die praktische Verwendung von Indikatoren im hier diskutierten Zusammenhang kann
geschlussfolgert werden, dass die Indikatoren mit möglichst geringem Aufwand erhebbar sein
müssen.
6.3.4.7 Anforderungsprofil im Überblick und Diskussion
In Kapitel 6.3.4 werden die Anforderungen an Indikatoren erläutert, die sich aus dem besonderen
Zweck ergeben, nämlich die Möglichkeit zu eröffnen, Eigentumsrechte an ökosystemaren und
individuellen Fähigkeiten zur Produktion knapper ökologischer Güter zu tauschen, um damit die
Produktion dieser Güter zu gewährleisten. Die formulierten Anforderungen gelten sowohl für
Zustands-Indikatoren als auch für Immissions- und Emissions-Indikatoren sowie für
Maßnahmen-Indikatoren. Die Anforderungen müssen in einem gegenseitigen Abwägungsprozess

132 Kapitel 6
bei der Entwicklung der Indikatoren berücksichtig werden. Abbildung 20 stellt die diskutierten
Anforderungen noch einmal im Überblick dar.
Anforderungen an Agrarumweltindikatoren
als Anknüpfungsstelle für die Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft
raumäquivalent problemäquivalent zeitäquivalent
Indikatoren müssen auf der
Betriebsebene oder größerem
räumlichen Maßstab wie
Feldblock/ Schlag/ ha
landwirtschaftlicher Fläche
normierbar sein.
Ein komplexer
naturwissenschaftlicher
Sachverhalt muss auf eine
Ja/Nein-Entscheidung zu
reduzieren sein.
Indikatoren müssen sich
gegenüber der
landwirtschaftlichen Nutzung
eines Vertragspartners sensibel
und anderen Einflüssen
gegenüber robust verhalten.
normierbar formulierbar praktisch erhebbar
• adressatengerecht -
(Verständlichkeit bei den
Landwirten)
• anwendergerecht (Vollzieh-
barkeit durch die Verwaltung und
Kontrollfähigkeit durch die
Rechtsprechung)
Abbildung 20: Anforderungen an Agrarumweltindikatoren im Rahmen der Honorierung
ökologischer Leistungen
Die Auseinandersetzung mit den Anforderungen an Agrarumweltindikatoren und die
Übertragung dieser Erkenntnisse auf Agrarumweltmaßnahmen führt nicht zuletzt zu
Lernprozessen und Erkenntnissen, welche Umweltprobleme mit Hilfe von ökonomischen
Instrumenten gelöst werden können, welche Produktion von ökologischen Gütern mit Hilfe von
ökonomischen Anreizen gesteuert werden kann. Der Lernprozess als wichtiger Output der
Auseinandersetzung mit operationalisierten Zielen wurde bereits vor mehreren Jahren
hervorgehoben: „Mitunter drängt sich gar der Eindruck auf, dass der gesellschaftliche und
politische Lernprozess als bedeutsamer erachtet wird als die eigentliche Festlegung der Ziele und
damit die Umsetzung konkreter Maßnahmen“ (Sandhövel 1997: 26).
Die Reaktionszeit bzw.
zeitliche Sensibilität der
Indikatoren muss im
Rahmen sinnvoller
Vertragsgestaltung liegen.
Indikatoren müssen mit
einem möglichst geringen
Aufwand zu erheben sein.
Der kritische Zielbezug erlaubt überhaupt erst die Auseinandersetzung über die ‚wahren’
politischen Ziele von Maßnahmen, nämlich, ob damit Distributions- oder tatsächlich

Rationalisierte Umweltziele als Ansatzstelle für die Honorierung ökologischer Leistungen 133
Allokationsziele verfolgt werden, ob hinter der Steuerung ein Akt symbolischer Umweltpolitik
steckt, der ökologisch orientierte Wähler und Landwirtschaftslobby gleichermaßen gewinnt (vgl.
Eckardt 2001: 491).
Wird die Entwicklung von Agrarumweltmaßnahmen unter diese Anforderungen gestellt, werden
die aktuellen Agrarumweltmaßnahmen also als Maßnahmen-Indikatoren aufgefasst, müssten
viele der aktuellen Agrarumweltprogramme kritisch überarbeitet werden. Die Halbzeitbewertung
der Agrarumweltprogramme war ein erster Schritt in die Richtung, musste doch mit der
Bewertung ein eindeutiger Zielbezug der einzelnen Maßnahmen (erstmals) hergestellt und die
Wirkung der Maßnahme für diese Umweltziele abgeschätzt werden. Damit wurden zwangsläufig
Fragen der Raum- und der Zeitäquivalenz aufgeworfen. Im Rahmen der Bewertung der
Akzeptanz und der administrativen Umsetzung flossen die Anforderungen ein, die unter der
Normier-, Formulier- und praktischen Erhebbarkeit in den Kapiteln 6.3.4.4 bis 6.3.4.6 diskutiert
wurden (vgl. z. B. Berichte zur Halbzeitbewertung der EPLR).
6.3.5 Probleme der Indikatorenentwicklung und deren Konsequenzen
Die Entwicklung von Indikatoren, die den in Abbildung 20 beschriebenen Anforderungen
gerecht werden, stößt auf drei wichtige, miteinander verbundene Probleme (vgl. Abbildung 21).
An erster Stelle steht die Komplexität sowie das auftretende nicht deterministische Verhalten
ökologischer Systeme und die damit verbundene Unsicherheit bzgl. der aktiven Steuerung
derartiger Systeme (Kap. 6.3.5.1). Gepaart mit dem Problem der Normativität der
Indikatorenentwicklung (Kap. 6.3.5.2) und der Diversität der Umweltziele (Kap. 6.3.5.3)
bestimmt die Indikatorenentwicklung die Grenzen einer umweltzielorientierten Honorierung
(vgl. Abbildung 21). Während Emissions- und Maßnahmen-Indikatoren durch ‚bloße’
Maßnahmen im Sinne der Minimierungsstrategie (vgl. Kap. 6.2.2) prinzipiell ausgetauscht
werden können, wenn die Gesellschaft dazu bereit ist, das nicht definierbare Risiko potentiell
fehlender Wirkung zu tragen, definieren die Probleme der Komplexität und des nichtlinearen
Verhaltens ökologischer Systeme im Bereich der Zustands-Indikatoren die faktische Grenze der
ergebnisorientierten Honorierung, da kaum ein Landwirt bereit sein wird, ein unkalkulierbares
Risiko einzugehen (vgl. zur Risikobereitschaft Rapp 1998, Baur 2003).

134 Kapitel 6
Abbildung 21: Hauptprobleme bei der Entwicklung von Indikatoren als Ansatzstelle für die Honorierung
ökologischer Leistungen (Quelle: Matzdorf 2004)
6.3.5.1 Problem der Komplexität und des nicht deterministischen Verhaltens
ökologischer Systeme und das damit verbundene finanzielle Risiko
Der Indikatorenentwicklung liegt prinzipiell deterministisches Denken zugrunde. Ökosysteme
sind jedoch komplex 86 und in vielen Fällen durch stochastisch und nicht linear 87 ablaufende
Prozesse bestimmt und daher nicht deterministisch, sondern chaotisch (vgl. z. B. Cramer 1989,
Briggs & Peat 1990, Breckling 1992, 2000, Ekschmitt et al. 1996: 419). Alle belebten Systeme
sind komplexer als alle unbelebten (Vollmer 1990, vgl. auch Cramer 1979). Es sollen an dieser
Stelle nicht die genannten Eigenschaften der ökologischen Systeme erläutert werden, sondern
lediglich auf die aufgeführte Literatur verwiesen werden. Wesentlich für die
Indikatorenentwicklung sind allerdings die Schlussfolgerungen, die daraus gezogen werden
können.
Diversität
der Umweltziele
Normativität
des Prozesses
Komplexität
ökologischer Systeme
“Dem Kausalitätsprinzip als Grundlage einer funktionalistischen Betrachtung kommt daher nur
die Bedeutung eines partiell brauchbaren Gedankengebäudes zu, dessen Tragfähigkeit in der
86 Es ist im Allgemeinen nicht möglich, Ökosysteme in der Komplexität ihrer Wirkmechanismen durch eine
endliche Zahl von Merkmalen vollständig zu erfassen (vgl. z. B. Überkomplexität Berg & Scheringer 1994,
anschauliches Beispiel in Gorke & Ott 2003: 96).
87 Zufällige Ereignisse sowie kleinste Änderungen der Anfangsbedingungen, die eine entscheidende Wirkung auf
den Endzustand eines Systems haben können, bestimmen die Prozesse in Ökosystemen (z. B. Mosekilde &
Mosekilde (Hrsg.) 1991, anschauliche Beispiele auch in Breckling 2000).

Rationalisierte Umweltziele als Ansatzstelle für die Honorierung ökologischer Leistungen 135
Ökologie im Einzelfall zu diskutieren ist“ (Breckling 2000: 101). Vor diesem Hintergrund kann
nicht von validen Immissions-, Emissions- und Maßnahmen-Indikatoren sowie problem-
kompatiblen Zustands-Indikatoren ausgegangen werden. Diese sind in gleicher Weise ein
idealisiertes Gedankenkonstrukt, dem man sich versuchen muss anzunähern. Breckling fasst die
Problematik treffend zusammen: „In ihrer Gesamtheit ist die belebte Natur also weder als
deterministischer Ablauf funktional vorstellbar noch ist sie durchgängig unberechenbar
handelnde Instanz. Ihre Unvorhersehbarkeit ist ebenso vorhersehbar wie ihre Vorhersehbarkeit
überraschen kann“ (Breckling 2000: 112).
Die Schlussfolgerung daraus ist, dass jeder Versuch der aktiven Steuerung von Ökosystemen
Entscheidungen unter Unsicherheit verlangt (z. B. Schröder 1996, Jaeger 2000, Gorke & Ott
2003). „Je komplexer ein Sachverhalt ist, desto schwieriger ist es, eine generell verbindliche,
auch Einzelfällen gerecht werdende Regelung zu formulieren“ (v. Mutius & Stüber 1998: 125).
Unsicherheit beschäftigt Wissenschaft und Philosophie seit jeher, was aktuell neu ist, ist die
Tatsache, dass z. B. im Zuge aktueller Umweltprobleme dieser Unsicherheit nicht ausgewichen
werden kann, Unsicherheit „cannot be tamed or ignored“ (Fjelland 2002: 161).
Unsicherheit in der Steuerung ökologischer Systeme bedeutet für die Honorierung ökologischer
Leistungen, dass ein finanzielles Risiko entsteht, das je nach Ausgestaltung des Instrumentes von
der Gesellschaft als Nachfrager oder den Landwirten als Anbieter getragen werden muss.
Risiken beschreiben den Tatbestand, dass als Konsequenz von menschlichen
Handlungsentscheidungen negativ bewertete Ereignisse eintreten können (Zimmermann & Pahl
1999), im vorliegenden Fall die Entstehung von Kosten.
Das finanzielle Risiko tritt aufgrund von Unsicherheit in drei unterschiedlichen
Ausgangsituationen auf, die sich vor allen Dingen in ihrer Kalkulierbarkeit des finanziellen
Risikos unterscheiden. Es tritt eine Risikosituation i.e.S. auf, bei der die relevanten
landwirtschaftlichen Maßnahmen zur Produktion des ökologischen Gutes genauso bekannt sind
wie die Eintrittswahrscheinlichkeit der Wirkung im relevanten Vertragszeitraum. Diese
Risikosituation wird in Anlehnung an den Begriff ‚Risiko’ aus der Risikoforschung definiert
(Schadensereignis und Eintrittswahrscheinlichkeit bekannt, vgl. zur Definition Bechmann 1990).
Neben dieser Risikosituation treten zwei Formen von ungewissen Situationen mit unbekanntem
oder intrinsisch unsicherem Ereignisraum auf (vgl. zur Unterscheidung von Ungewissheit in der
Risikoforschung auch Jaeger 2000). Diese werden gefasst als Unsicherheit i.e.S. und
Unbestimmtheit. Bei der Unsicherheit i.e.S. sind die relevanten landwirtschaftlichen Maßnahmen
(Ursachen) und deren Wirkungen bekannt, allerdings lässt sich die Eintrittswahrscheinlichkeit

136 Kapitel 6
der Wirkungen nicht kalkulieren. Bei der Unsicherheit sind sowohl die relevanten Maßnahmen
als auch die Eintrittswahrscheinlichkeit nicht bekannt. In allen drei Situationen sind jedoch die
ökologischen Güter bekannt. Nur unter diesen Bedingungen ist das Instrument der Honorierung
ökologischer Leistungen relevant (vgl. Kap. 6.2.2).
In Abbildung 22 sind die drei Situationen, die zu einem finanziellen Risiko im Zuge der
Honorierung ökologischer Leistungen führen, noch einmal im Überblick dargestellt:
Risikosituation i.e.S. und die Situation der Ungewissheit, die sich unterteilt in Unsicherheit i.e.S.
und in Unbestimmtheit. Damit wird der sich auch in der juristischen Literatur durchzusetzende,
umfassende Risikobegriff angenommen (vgl. Wahl 1995, Kleihauer 1999). Bei der Typisierung
ist zu beachten, dass es keine klaren Grenzen zwischen den Typen gibt, sondern dass fließende
Übergänge bestimmend sind (vgl. auch dazu Nida-Rümelin 1996).
Relevante positive und negative
landwirtschaftliche Maßnahmen
(Ursachen) und deren Wirkungen
bzgl. ökologischem Gut
Eintrittswahrscheinlichkeit der
Wirkung
bekannt
Abbildung 22: Finanzielles Risiko unterschieden nach drei unterschiedlichen Formen der Kalkulierbarkeit
Was bedeutet dies für die Indikatorenentwicklung bzw. welche Indikatorentypen kommen in den
drei unterschiedlichen Situationen im Zuge der Honorierung ökologischer Leistungen der
Landwirtschaft in Frage? Die Antwort liefert gleichzeitig den Möglichkeitsraum für die
Anwendung von ergebnisorientierten Honorierungsansätzen.
Kalkulierbarkeit sinkt
Unsicherheit steigt
Finanzielles Risiko
Risiko i.e.S. Ungewissheit
bekannt
Unsicherheit i.e.S. Unbestimmtheit
bekannt
unbekannt
unbekannt
unbekannt

Rationalisierte Umweltziele als Ansatzstelle für die Honorierung ökologischer Leistungen 137
Situation ‚Risiko i.e.S.’
Die Steuerung in der Situation Risiko i.e.S. ist prinzipiell unproblematisch. Es kann rational
entschieden werden, ob das auftretende Risiko der Eintrittswahrscheinlichkeit der
landwirtschaftlich initiierten Wirkung dem Risiko übernehmenden Vertragspartner zu groß ist
oder ob er es eingehen will. Je nach Problemkonstellation, je nach den Eigenschaften des
ökologischen Gutes kann die Zahlung an Zustands-, Immissions-, Emissions- oder Maßnahmen-
Indikatoren gebunden werden. Es ist also sowohl eine ergebnisorientierte als auch eine
maßnahmenorientierte Honorierung ökologischer Leistungen möglich. Die Wahl der Indikatoren
und damit der Art der Honorierung hängt von der Risikobereitschaft der Vertragspartner ab
(Tabelle 5). Neben einer Situation ohne jegliche Unsicherheit (praktisch kaum relevant) bietet
die Risikosituation i.e.S. die besten Voraussetzungen für die Anwendung der
ergebnisorientierten Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft.
Situation ‚Unsicherheit i.e.S.’
In der Praxis kommen jedoch weit häufiger Situationen vor, bei denen die
Eintrittswahrscheinlichkeit nur annäherungsweise oder nicht zu bestimmen ist, es sich also um
Unsicherheit i.e.S. handelt (vgl. Abbildung 22). Es ist vordergründig nicht entscheidend, welcher
Typ von Indikatoren genutzt wird, bei allen, auch bei validen Zustands-Indikatoren, müssen die
Kausalzusammenhänge und die Wirkungsdauer bekannt sein, um das Lenkungswissen zu
generieren, wie die folgenden Ausführungen verdeutlichen.
Trotz der Komplexität kann es prinzipiell möglich sein, den Zielzustand anhand einfacher
Zustands-Indikatoren valide abzubilden. Komplexe, nicht lineare Systeme können in ihrem
Aussehen durchaus geordnet erscheinen (vgl. iterierte Funktionssysteme bei Breckling 2000, vgl.
auch Mandelbrot 1977). Entscheidend für die Funktion der Indikatoren ist jedoch die Frage nach
dem ‚wie’ und nicht nur nach dem ‚was’. Wie erhalte ich den Zielzustand bzw. wie entwickle ich
diesen Zustand, oder anders gefragt, welche ökosystemaren und individuellen Fähigkeiten sind
für die Erhaltung oder Entwicklung des ökologischen Gutes erforderlich. Wenn die Gesellschaft
z. B. einen bestimmten artenreichen Wiesentyp nachfragt, der durch eine bestimmte Anzahl von
Arten indikatorisch gefasst werden kann, müssen dem Landwirt mindestens die Wirkungen
seines Handelns bekannt sein. Mit hoher Wahrscheinlichkeit möchte der Landwirt jedoch nicht
nur, dass ihm die Wirkungen an sich bekannt sind, sondern dass er auch deren
Eintrittswahrscheinlichkeit kennt, um überhaupt rational entscheiden zu können, ob er das

138 Kapitel 6
Risiko eingeht, seine individuellen und die ihm zugeteilten ökosystemaren Fähigkeiten gegen
Geldwert zu tauschen.
Es ist prinzipiell davon auszugehen, dass der Landwirt unter Bedingungen der Unsicherheit i.e.S.
nicht bereit ist, das finanzielle Risiko einzugehen, es sei denn, die Rentenerträge sind sehr hoch.
Es gilt demnach die Annahme eines Landwirtes, der prinzipiell bereit ist, kalkulierbares Risiko
zu übernehmen. Zustands-Indikatoren sind von daher in Situationen der Unsicherheit nicht bzw.
nur sehr bedingt geeignet (vgl. Tabelle 5). Es gibt jedoch eine Möglichkeit, das Risiko von dem
Anbieter auf den Nachfrager zu übertragen, indem die nachgefragten Umweltzustände modelliert
werden (s. u. Modellnutzung).
In Situation der Unsicherheit i.e.S. ist für die Eignung von Immissionsindikatoren entscheidend,
an welcher Kausalstelle die Ungewissheit besteht. Wenn Ungewissheit darüber besteht, mit
welcher Wahrscheinlichkeit die relevanten landwirtschaftlichen Maßnahmen bzgl. der
Immissionen Wirkung zeigen, das unkalkulierbare Risiko also beim Landwirt liegt, wird der
Landwirt nicht bereit sein (Annahme siehe oben), seine Honorierung an Immissionen zu knüpfen
(vgl. Tabelle 5).
In Situationen, bei denen das unkalkulierbare Risiko bei den Landwirten liegt und von daher eine
freiwillige Transaktion per Annahme ausgeschlossen wird, können Modelle helfen, wenigstens
einen Teil der in Kapitel 4.2.2.2 beschriebenen Vorteile zu nutzen. In Modellen kann die
landwirtschaftlich beeinflusste Qualität dargestellt werden und die übrigen Einflussgrößen per
Definition festgelegt werden. Damit ist es möglich, das Risiko von dem Landwirt (Anbieter) auf
die Gesellschaft zu übertragen und trotzdem wesentliche Effizienzgewinne der
ergebnisorientierten Honorierung zu gewährleisten. Die Kosten der Ungewissheit zur Wirkung
der nicht modellierten Einflussgrößen trägt dann die Gesellschaft (vgl. Abbildung 23).
Ein Beispiel für einen modellierten Zustands-Indikator ist der modellierte flächenhafte
Bodenabtrag pro Hektar nach der Allgemeinen Bodenabtragsgleichung (ABAG) (Schwertmann
et al. 1990) als Indikator für das Umweltziel ‚Erhaltung der Bodenfruchtbarkeit’. Dieser
Indikator ist abhängig von Einflussfaktoren, die naturräumlich bestimmt sind (R-Faktor
berücksichtigt den Einfluss des Niederschlages, K-Faktor berücksichtigt den Einfluss des
Bodens, L- und S-Faktor berücksichtigen den Einfluss von Hanglänge und Hangneigung) und
von Faktoren, die der Landwirt beeinflussen kann (z. B. der C-Faktor, der den Einfluss der
Fruchtfolge und der Bodenbearbeitung berücksichtigt und der P-Faktor, der den Einfluss der
Konturnutzung und des Streifenanbaus berücksichtigt) (vgl. anschaulich in Feldwisch et al.
1998). Theoretisch wäre es möglich, den Landwirt je verringerter Tonne Bodenabtrag pro Hektar

Rationalisierte Umweltziele als Ansatzstelle für die Honorierung ökologischer Leistungen 139
gegenüber einem Referenzwert zu honorieren. Damit würden die Standortunterschiede zur
Entscheidungsgrundlage des Landwirtes gehören und somit Effektivitätsgewinne realisiert
werden.
Ein Beispiel für einen modellierten Immissions-Indikator sind N-Einträge ins Grundwasser bzw.
in Oberflächengewässer in Abhängigkeit von standörtlichen und landwirtschaftlich zu be-
einflussenden Faktoren. Der Ansatz zur Knüpfung der Honorierung an modellierte N-
Immissionen wird in Kapitel 8.1 diskutiert.
Die Vorteile von Modellen sind, dass
• das unkalkulierbare Risiko nicht beim Anbieter liegt und damit die Akzeptanz steigt,
• die landwirtschaftlich steuerbaren Einflussgrößen gezielt als Faktoren des Modells genutzt
werden können (z. B. auch Anwendungsdauer),
• mit den Modellfaktoren gleichzeitig die Ergebnis beeinflussenden Steuergrößen für den
Landwirt definiert sind.
Auf der anderen Seite können beim Einsatz von Modellen nicht in jedem Fall alle Vorteile der
ergebnisorientierten Honorierung (vgl. Kapitel 4.2.2.2) realisiert werden. So entsteht durch
modellierte Immissions-Indikatoren kein Anreiz, neues Wissen zur Verringerung der
Immissionen zu generieren, das Innovationspotential wird nicht erhöht.
Gemessene
Umweltzustände/
Immissionen
Risiko beim
Anbieter
(z.B. Landwirt)
Modellentwicklung:
Steuerungsgrößen entsprechen
einzelbetrieblich steuerbarer
landwirtschaftlich Nutzung
(problemkompatibel)
Risiko wird übertragen
Modellierte
Umweltzustände/
Immissionen
Risiko beim
Nachfrager
(z.B. Gesellschaft)
Abbildung 23: Modelle als Möglichkeit des Übertrages von nicht kalkulierbaren Risiken von Landwirten auf
die Gesellschaft

140 Kapitel 6
Unsicherheit i.e.S. bei Immissions-Indikatoren kann jedoch auch dadurch verursacht werden,
dass Unsicherheit darüber besteht, ob mit den honorierten Immissionen tatsächlich die
Produktion des ökologischen Gutes unter den vertraglichen Rahmenbedingungen gewährleistet
wird. In diesem Fall trägt die Gesellschaft das finanzielle Risiko und damit kann eine
ergebnisorientierte Honorierung relevant werden (vgl. Tabelle 5). Genau dorthin ist auch das
Risiko durch die problemkompatiblen modellierten Immissionen verschoben worden (vgl.
Abbildung 23).
Eine Knüpfung der Honorierung an Emissions- und Maßnahmen-Indikatoren ist bei Übernahme
des Risikos durch die Gesellschaft als aktueller Nachfragerin potentiell möglich. Prinzipiell gilt,
dass das gesellschaftliche Risiko bei Immissions-Indikatoren potentiell geringer ist als bei
Emissions- und Maßnahmen-Indikatoren, da die Kausalketten zwischen Ursache und Wirkung
direkter sind (vgl. Abbildung 18). Die Gesellschaft kann sich trotz der nicht kalkulierbaren
Eintrittswahrscheinlichkeit rational für eine Honorierung entscheiden, da sie keine andere Wahl
hat, wenn sie sich für eine Steuerung entscheidet. Kleihauer schlussfolgert für die
Risikobewertung der Freisetzung gentechnisch veränderter Pflanzen: „Wenn aber keine
Entrittswahrscheinlichkeiten gebildet werden können, muss die Beschreibung einer bloßen
Möglichkeit (in Form plausibler Hypothesen) für diese Bereiche ausreichend sein“ (Kleihauer
1999: 60). Ex ante-Forschung kann erhebliche Kosten verursachen und muss irgendwann
abgebrochen werden (s.o. – faktische Grenzen aufgrund der Eigenschaften ökologischer
Systeme). In dieser Situation ist es wichtig, aus Beobachtung und Erfahrung zu lernen und
Anreize zur dezentralen Wissensgenerierung zu schaffen. Dabei können entscheidende Impulse
für die relevanten Steuerungsgrößen, gerade unter den Bedingungen der Unsicherheit i.e.S., aus
der Praxis (in unserem Fall von den Landwirten) kommen. So sehen Hauhs und Lange (1996)
zwar das Rekonstruktionsproblem komplexer ökologischer Systeme, weisen aber gleichzeitig
darauf hin, dass damit nicht in jedem Fall gleichzeitig eine Bedienungskomplexität einhergeht.
Vielmehr funktioniert die Bedienung der Ökosysteme in vielen Fällen in gewünschter Weise. In
einem derartig abstrakten Verständnis von Ökosystemen „ergibt sich eine ungewohnte Allianz
von Praktikern der Ökosystemnutzung auf der einen und Theoretikern der Ökosystemforschung
auf der anderen Seite. Beide Gruppen verbindet, dass sie nicht nur von der Notwendigkeit,
sondern auch von der Existenzberechtigung einfacher Modelle überzeugt sind, die zur Lösung
der modernen Umweltrisiken beitragen“ (Hauhs und Lange 1996: 61 f.).
Begleitende bzw. ex post-Forschung sollte vor diesem Hintergrund gerade in Situationen der
Unsicherheit i.e.S. fester Bestandteil im Rahmen der Honorierung ökologischer Leistungen sein.
Aus den Überlegungen zu den Indikatoren kann für den Einsatz der ergebnisorientierten

Rationalisierte Umweltziele als Ansatzstelle für die Honorierung ökologischer Leistungen 141
Honorierung abgeleitet werden, dass diese in der Situation der Unsicherheit i.e.S. dort möglich
ist, wo die Gesellschaft das unkalkulierbare Risiko übernimmt, indem das Risiko durch
Modellierung der Honorierung nachgelagert auftritt (vgl. Abbildung 23).
Situation ‚Unbestimmtheit’
Prinzipiell liegen in der Situation der Unbestimmtheit ähnliche Ausgangsbedingungen vor wie
unter den Bedingungen der Unsicherheit i.e.S. (vgl. Tabelle 5). Allerdings ist hierbei das
finanzielle Risiko noch weniger vorhersagbar, da nicht allein Wissen über die
Eintrittswahrscheinlichkeit der Wirkung bestimmter landwirtschaftlicher Maßnahmen fehlt,
sondern die notwendigen Maßnahmen/die Wirkungen von Maßnahmen bzgl. des Umweltgutes
an sich nicht bekannt sind (vgl. Abbildung 22). Unter der Bedingung der Unbestimmtheit sind
definierte Umweltziele für die Anwendung der Honorierung ökologischer Leistungen
entscheidend. Der Nachfrager trägt ein hohes finanzielles Risiko, das aus der Unbestimmtheit
erwächst und muss mindestens ex post in der Lage sein, den Nutzen der eingesetzten Mittel zu
prüfen, um daraufhin rational entscheiden zu können, ob die Investition gegenüber den
Alternativen (z. B. anderen Maßnahmen) gerechtfertig ist (vgl. im Gegensatz dazu
Eingriffsminimierung als Vorsorgestrategie Kap. 6.2.2).
Tabelle 5: Praktische Relevanz der Indikatorentypen im Rahmen der Honorierung unter Unsicherheit
Indikatorentyp Risiko i.e.S. Unsicherheit i.e.S. Unbestimmtheit
Zustands-Indikatoren (+) (-) (-)
Immissions-Indikatoren (+) (-)* (+/-)** (-)* (-/+)**
Emissions-Indikatoren (+) (+/-) (-/+)
Maßnahmen-Indikatoren (+) (+/-) (-/+)
(+) = relevant, (+/-) = bedingt relevant, (-) = nicht relevant
*Unsicherheit bzgl. Kausalität – landwirtschaftlicher Maßnahme (Ursache)/Immission (Wirkung)
**Unsicherheit bzgl. Kausalität – Immission (Ursache)/ökologisches Gut (Wirkung)
(Annahme: Anbieter (Landwirte) bereit für kalkulierbares Risiko, Nachfrager (Gesellschaft) u. U. bereit, auf nicht
kalkulierbares Risiko einzugehen)
ergebnisorientierte Honorierung relevant

142 Kapitel 6
Schlussfolgerungen
Das finanzielle Risiko der Vertragspartner im Zuge der Honorierung ökologischer Leistungen ist
bestimmt durch die Komplexität und das chaotische Verhalten von ökologischen Systemen. Die
Kalkulierbarkeit des Risikos bestimmt die mögliche Art der Indikatoren, die sich für eine
Transaktion von Eigentumsrechten im Rahmen der Honorierung ökologischer Leistungen eignen
und damit auch, ob eine ergebnisorientierte Honorierung angewendet werden kann oder lediglich
eine maßnahmenorientierte Honorierung in Frage kommt. Dabei wird davon ausgegangen, dass
Anbieter bei einer freiwilligen Transaktion unter den gegebenen Rahmenbedingungen nicht
bereit sind, unkalkulierbares Risiko zu übernehmen, wie es in den Situationen der
Unsicherheit i.e.S. und Unbestimmtheit auftritt bzw. ihnen u. U. das kalkulierte Risiko in der
Situation ‚Risiko i.e.S.’ zu hoch ist.
Der Anbieter (Landwirt) trägt jeweils das Risiko bis zum Indikator, der Nachfrager das Risiko
auf dem Wirkungspfad zwischen Indikator und ökologischem Gut (vgl. auch Abbildung 18).
Dementsprechend wächst das Risiko für den Anbieter parallel zu den entstehenden
Freiheitsgraden von den Maßnahmen- bis hin zu den Zustands-Indikatoren. Ergebnisorientierte
Honorierung bedeutet immer ein stärkeres Risiko beim Anbieter (Landwirt) und ist von daher
nur eingeschränkt unter den Bedingungen der Unsicherheit i.e.S. und Unbestimmtheit möglich.
Bei Emissions-Indikatoren wächst der Freiheitsgrad der Landwirte, nicht jedoch das finanzielle
Risiko, da die Wirkung zwischen Maßnahme und Emission unabhängig vom ökologischen
System und damit für den Landwirt kalkulierbar ist. Dies ist Vorteil und Nachteil zugleich.
Einerseits wird die Akzeptanz einer an Emissionen gebundenen Transaktion bei Landwirten
genauso hoch sein wie bei Maßnahmen und dies bei potentiell steigender Effizienz. Auf der
anderen Seite entsteht die Verbesserung der ökologischen Effektivität gerade durch die
Bewältigung der Komplexität und des chaotischen Verhaltens ökologischer Systeme auf der
dezentralen Ebene des Anbieters.
Immissions-Indikatoren führen dazu, dass je nach Problemstellung das ökologische System mit
in das rationale Entscheidungskalkül einbezogen wird. Damit können potentielle
Effizienzgewinne im Sinne der ergebnisorientierten Honorierung realisiert werden, jedoch ist
damit auch das finanzielle Risiko (bis zur Immission) beim Anbieter (Landwirt).
Die Gesellschaft kann sich in der Situation der Ungewissheit (Unsicherheit i.e.S. und
Unbestimmtheit) dafür entscheiden, das unkalkulierbare Risiko einzugehen und eine
Honorierung an Maßnahmen- bzw. Emissions-Indikatoren zu knüpfen oder aber das

Rationalisierte Umweltziele als Ansatzstelle für die Honorierung ökologischer Leistungen 143
unkalkulierbare Risiko von den Landwirten bei der Knüpfung an Zustands- und Immissions-
Indikatoren durch Modellierung zu übernehmen, um wenigstens teilweise die Effizienzgewinne
aus der ergebnisorientierten Honorierung zu realisieren. Nach welchen Kriterien die Gesellschaft
das Risiko übernehmen sollte, ist ein ethisches und kein ökonomisches Problem (vgl. u. a. Nida-
Rümelin 1996, Ott 1998a, Gorke & Ott 2003).
Wichtig für eine rationale Ausgestaltung von Honorierungsinstrumenten ist in der Situation der
Ungewissheit, dass die Umweltziele bzw. die ökologischen Güter so definiert sind, dass
wenigstens ex post eine Bewertung über den Erfolg der eingesetzten Mittel möglich ist. Ist dies
nicht der Fall, sollte eine Honorierung ökologischer Leistungen nicht erfolgen, sondern im Sinne
der Vorsorgestrategie die Eingriffsminimierung über andere Instrumente umgesetzt werden (vgl.
Kap. 6.2.2).
6.3.5.2 Problem der Normativität aufgrund der Ungewissheit
Das Problem der Ungewissheit führt dazu, dass es sich bei der Rationalisierung von
Umweltzielen um ein ethisches Problem handelt, „denn es ist eine normative Frage, wie unter
Bedingungen von Ungewissheit entschieden werden soll“ (Gorke & Ott 2003: 110). Solange die
Rationalisierung von Umweltzielen von Unsicherheit geprägt ist, ist die Entwicklung von
Indikatoren auch 88 ein Entscheidungsprozess und eben nicht nur ein Erkenntnisprozess; sie
überschreitet damit die Grenzen der empirischen wissenschaftlichen Forschung. Die
Rationalisierung von Umweltzielen entspricht so lange einer Ermittlung von Präferenzen, wie
Abwägungen notwendig sind, das heißt, so lange ein normativer Input erforderlich ist. Eine
Antwort darauf kann nur in einer Forderung nach demokratischen Strukturen für den
Entscheidungsprozess münden (Funtowicz & Ravetz 1993, Schuldt 1997, Ott 1998b, auch
Jörissen et al. 1999). Gorke und Ott kommen daher bzgl. der Ungewissheit im Bereich der
Umweltsteuerung zu der Aussage, dass die Waffen der Ethik unter diesen Bedingungen nicht
stumpf geworden sind (vgl. Bechmann 1991: 231) sondern, „dass durch wissenschaftliche
Ungewissheit der Ethik ein zusätzliches Gewicht zukommt“ (Gorke & Ott 2003: 118).
88 Das ‚auch’ ist von großer Bedeutung, denn ansonsten kann vom „normativistischen Fehlschluss“ gesprochen
werden. Höffe (1981: 16) bezeichnet damit „die dem naturalistischen Fehlschluss entgegengesetzte Vorstellung,
allein aus normativen Überlegungen ließen sich spezifische oder gar konkrete Verbindlichkeiten ableiten“ (zitiert in
Gorke 1999: 103)

144 Kapitel 6
In Abhängigkeit von dem Grad an Ungewissheit können prinzipiell zwei Situationen innerhalb
der Indikatorenentwicklung unterschieden werden. Die Rationalisierung von gesellschaftlichen
Zielen im Sinne des ‚Herunterbrechens’ in quantifizierbare, geschlossene Merkmalsklassen
bedarf
1. Entscheidungen auf der Grundlage von Erkenntnissen (Entscheidungsprozess), kann
2. auf der Grundlage von Erkenntnissen erfolgen (Erkenntnisprozess).
Im ersten Fall bedarf es der beschriebenen demokratischen Entscheidungsstrukturen, die
Rationalisierung erfolgt direkt im politischen Raum. Derart rationalisierte Ziele „sind mehr oder
weniger politisch gesetzte Definitionen mit starken Rückkoppelungen zum wissenschaftlichen
Erkenntnisfortschritt und zum wissenschaftlich-politischen Beratungsprozess“ (Sandhövel 1997:
28). Indikatoren, die aus einem Entscheidungsprozess hervorgegangen sind, werden in dieser
Arbeit als normative Indikatoren bezeichnet (vgl. Abbildung 24).
Im zweiten Fall erfolgt im gesellschaftlichen Raum eine Zieldefinition derart, dass die weitere
Beschreibung dieses Zielsystems keiner normativen Entscheidungen mehr bedarf (indirekt
rationalisierte Umweltziele), also von der Wissenschaft im letzten Schritt durch die Ableitung
quantifizierbarer geschlossener Merkmalsklassen (Indikatoren) erfolgen kann. Dies ist immer
dann der Fall, wenn Umweltziele unter ökologische Sachmodelle 89 subsumiert werden können
und Naturwissenschaft somit die Umweltziele ohne naturalistischen Fehlschluss (vgl. Eser &
Potthast 1999) 90 mit Hilfe ‚ökologischer’ Sachmodellmerkmale beschreiben kann (vgl.
Abbildung 24). 91
89 „Es gibt keinen ‚Wald’ als objektiv fest bestimmte Umwelt, sondern es gibt nur einen Förster-, Jäger-, Botaniker-,
Spaziergänger-, Naturschwärmer-, Holzleser-, Beerensammler- und einen Märchenwald, in dem Hänsel und Gretel
sich verirren“ (Uexküll 1935, zitiert in Morosini et al. 2002).
90 kritische Diskussion des naturalistischen Fehlschlusses in Romahn 2003: 40 ff.
91 „Sowohl der Strang der Zielentwicklung als auch der der Datenerfassung müssen Ergebnisse hervorbringen, die in
der „gleichen Sprache“ gehalten sind, d.h. gleiche Maßgrößen und gleiche raum-zeitliche Bezugsskalen haben“
(Bröning & Wiegleb 1999: 2).

Rationalisierte Umweltziele als Ansatzstelle für die Honorierung ökologischer Leistungen 145
Umweltziel/
ökologisches Gut
direkt rationalisiertes
Umweltziel
normativer
Indikator
indirekt rationalisiertes
Umweltziel
ökologischer
Indikator
politische
Rationalisierung
(auf Erkenntnis aufbauende
Entscheidung)
wissenschaftliche
Rationalisierung
(Erkenntnis)
Abbildung 24: Idealisierte Darstellung der Normativität innerhalb des Prozesses der Entwicklung von
Indikatoren für Umweltgüter
Ist das nachgefragte ökologische Gut z. B. eine ‚farbenfrohe Blumenwiese des Mittelgebirges’,
kann die statistische Auswertung wissenschaftlich beschriebener Wiesengesellschaften des
Mittelgebirges zu der Erkenntnis führen, dass die farbenfrohesten Wiesenflächen dem
wissenschaftlich gefassten Typus der Pflanzenassoziation Geranio sylvatici-Trisetum
flavescentis KNAP ex OBERD. 57 entsprechen. Je eindeutiger der wissenschaftliche Typus
durch eine geschlossene Merkmalsklasse definiert ist, desto einfacher ist es dann, aus der
Beschreibung dieser Pflanzengesellschaft entweder Zustands-Indikatoren oder aus den
Erkenntnissen von Wirkungen bestimmter Nutzungen auf die Pflanzengesellschaft
(Kausalzusammenhänge) auch Maßnahmen-Indikatoren abzuleiten. Es soll an dieser Stelle nicht
das Problem erläutert werden, dass die Typisierung von Pflanzengesellschaften nicht auf der
Grundlage geschlossener Merkmalsklassen erfolgt und damit die Subsumtion konkreter Flächen
keinen messanalogen Vorgang darstellt (vgl. dazu Kap. 8.2.1.2). Tatsächlich bringt jedoch die
Subsumtion des ökologischen Gutes unter ein Sachmodell den Vorteil, dass die darüber
vorliegenden naturwissenschaftlichen Erkenntnisse (und Erkenntnislücken) nun für die
Produktion des ökologischen Gutes genutzt werden können. Die Wissenschaftler können sagen,
wie geschützt werden soll, aber nicht, was genau und wie viel (Marzelli 1994). Nach der
Subsumtion des ökologischen Gutes unter ein naturwissenschaftliches Sachmodell stellt sich die
empirische Frage, die durchaus eine Frage an die Naturwissenschaft ist, ob Eigentumsrechte an

146 Kapitel 6
Pflanzen- und Tierarten zu akzeptablen Kosten durchgesetzt werden können (vgl. Lerch 1996)
(vgl. Ausführungen zu Transaktionskosten in Kapitel 5.4.2).
Die Indikatorenentwicklung verliert die normative, bewertende Dimension. „Das
Bewertungsproblem wird somit auf seine messtechnische Dimension reduziert, vorausgesetzt es
gelingt, die wertgebenden Kriterien 92 widerspruchsfrei (als wissenschaftlicher Anspruch) und
akzeptabel (als sozialer Anspruch) in das Leitbild einzubauen“ (Bröning & Wiegleb 1999: 2).
Bei aller Zurückhaltung von Naturwissenschaft bzgl. normativer Aussagen ist die Bedeutung der
Naturwissenschaft für die Formulierung von Indikatoren und die Aufdeckung von
Kausalzusammenhängen für das Beispiel des ökologischen Gutes ‚farbenfrohe Blumenwiese des
Mittelgebirges’ hoch. Da gerade im Bereich der biotischen Güter das Typisierungsproblem
besonders schwer wiegt (mit Ausnahme konkreter Arten), wird in dieser Arbeit eine Subsumtion
eines ökologischen Gutes unter eine Pflanzengesellschaft auf Assoziationsebene bei allen
Typisierungsschwierigkeiten als politisch rationalisiert definiert (vgl. Kap. 8.2.1.2). Die noch
notwendigen Entscheidungen wären in diesem Fall durch ökologische Forschung zu treffen, der
normative Input könnte dann durch die Wissenschaft geleistet werden (z. B.
Expertenkommissionen), da der Erkenntnisraum weitaus größere Bedeutung als der
Entscheidungsraum hat. Wesentlich dabei ist, den normativen Gehalt deutlich zu machen, das
heißt, die noch verbliebenen Entscheidungskriterien offen zu legen. Abbildung 25 verdeutlicht
die Zunahme der normativen Ladung von Indikatoren (NL) bei zunehmender Abweichung (a)
des ökologischen Gutes von einem wissenschaftlich gefassten Typus (Sachmodell) und die damit
sinkende Verantwortung der Naturwissenschaft für die Indikatorenentwicklung. Dabei wird von
einem exponentiellen Bedeutungszuwachs der Naturwissenschaft ausgegangen. Die
Verantwortung der Wissenschaft wächst mit der Bedeutung der Erkenntnisse für die
Entscheidung, wächst in dem Maße, wie die Erkenntnisse den Freiheitsgrad der Entscheidung
eingrenzen. Die in Abbildung 24 dargestellten, indirekt rationalisierten Ziele stellen eher ein
idealisiertes Konstrukt dar.
92 wertgebende Kriterien = Indikatoren

Rationalisierte Umweltziele als Ansatzstelle für die Honorierung ökologischer Leistungen 147
1
NV(a) NV = naturwissenschaftliche Verantwortung für Indikatorenentwicklung
a = Abweichung des ökologischen Gutes von naturwissenschaftlich
gefasstem Phänomen (Sachmodell)
NL(NI) NL = normative Ladung der Indikatoren des ökologischen Gutes
NI = notwendiger normativer Input für die Entwicklung der Indikatoren
NI(a)
NV(a)
NV = 0 bis 1
NL(a)
NL = 0 bis 1
100 a in %
Abbildung 25: Abstrahierte Abhängigkeit der normativen Ladung der Indikatoren von der Abweichung des
Umweltziels von einem naturwissenschaftlich gefassten Phänomen (Sachmodell)
Dies ist gerade im Zusammenhang mit der Diskussion um die Schwierigkeiten der
Indikatorenentwicklung bedeutsam. Tatsächlich stellt die Indikatorenentwicklung im
gesellschaftlichen Raum aufgrund der notwendigen Abstimmungsprozesse immer eine
besondere Herausforderung dar und bedarf spezifischer Entscheidungsstrukturen, von denen die
Integration wissenschaftlicher Erkenntnisse in den Entscheidungsprozess nur ein Schritt ist. „Ob
und inwieweit Internalisierung nötig und möglich ist und auch geschieht, ist sicherlich auch eine
(unpolitische) Frage der Information und Transaktionskosten, zuvorderst aber eine Frage der
politischen Ökonomie; das was umweltpolitisch geschieht, fällt ja nicht als Weisheit und
Geschenk eines allwissenden Wohlfahrtsmaximierers vom Himmel, sondern ist in Zielen und
Instrumenten(-dosierungen) ein Ergebnis von Verhandlungsprozessen eigeninteressierter
Gruppen (inkl. der Politiker und Bürokraten) untereinander und auf dem Hintergrund
supportbietender oder -verweigernder Öffentlichkeit – eben ein Ergebnis der Interaktion von
Menschen und nicht von Heiligen“ (Zimmermann 2000: 40). Hinweise zu den Problemen einer
demokratischen Ableitung von Indikatoren geben die Erfahrungen zur Konkretisierung der
unbestimmten Rechtsbegriffe. Diese erfolgt nicht durch das demokratisch gewählte Parlament,
sondern durch die Exekutive in untergesetzlichen Regelwerken. Dies hat den Vorteil schnellerer
Berücksichtigung neuester Erkenntnisse, jedoch bestehen u. a. hinsichtlich des Demokratie- und
Rechtsstaatsprinzips Bedenken (Böhm 1994, 1996, Lübbe-Wolff 1993, Rehbinder 1997).

148 Kapitel 6
An dieser Stelle soll das wichtige und entscheidende, aber eben auch sehr umfangreiche
Problem, durch wen und in welcher Art und Weise die Rationalisierung ökologischer Güter bzw.
der relevanten Umweltziele erfolgen kann, nicht zur Diskussion stehen 93 . Es sei lediglich darauf
hingewiesen, dass gerade die in Deutschland vorhandene Fülle an Planungsinstrumenten,
angefangen von der Regionalplanung über Agrarstrukturelle Vorplanung bis hin zur
Landschaftsplanung ein Potential für eine Rationalisierung darstellen. Gerade der
Landschaftsplanung könnte bei entsprechendem Planungsauftrag eine besondere Rolle
zukommen, nicht zuletzt, da sie die unterschiedlichen räumlichen Ebenen, angefangen von der
Landesebene, über die regionale und kommunale Ebene abdeckt. Mit der Einbindung der bereits
vorhandenen Planungsstrukturen verknüpft ist die Chance, die bereits etablierten
Bürgerbeteiligungen auch und gerade für die wichtigen Entscheidungen bzgl. der Honorierung
ökologischer Leistungen weiter zu stärken und damit nicht zuletzt den politischen
Verpflichtungen der Aarhus-Konvention 94 nachzukommen.
6.3.5.3 Problem der Diversität von Umweltzielen
Im Umweltbereich besteht in vielen Fällen eine große Anzahl von Umweltzielen, zwischen
denen teilweise keine Kohärenz besteht bzw. die sich gegenseitig auf derselben Fläche
ausschließen. Derartige Situationen treten z. B. bereits bei unterschiedlichen Habitatansprüchen
verschiedener gefährdeter Arten auf. Wenn z. B. für ein bestimmtes Gebiet aus dem
übergeordneten Ziel ‚Erhalten der Biodiversität’ 95 im gesellschaftlichen Raum das Ziel auf die
Ebene ‚Erhaltung der gefährdeten Arten’ herunter gebrochen wurde, ist dieses Umweltziel
aufgrund der teilweise unterschiedlichen Ansprüche der Arten noch nicht im Sinne der
Abbildung 24 politisch rationalisiert. Im Zuge der Rationalisierung von Umweltzielen müssen
die internen Zielkonflikte gelöst werden, andernfalls müssen diese Konflikte spätestens auf der
tatsächlichen Steuerungsebene, also im Zuge der Schaffung und/oder Durchsetzung der
93 Es sei an dieser Stelle lediglich auf die Forschungen im Bereich der Neuen Institutionenökonomie verwiesen und
dort im Speziellen auf die Bedeutung von „Governance Stuctures der Umweltkoordination“ (Hagedorn 2004).
94 Die Aarhus-Konvention (UN-ECE-Übereinkommen über den Zugang zu Informationen, die
Öffentlichkeitsbeteiligung an Entscheidungsverfahren und den Zugang zu Gerichten in Umweltangelegenheiten)
wurde 1998 von Deutschland unterzeichnet. Bezüglich der Einbeziehung der Öffentlichkeit bei der Vorbereitung
umweltbezogener Pläne und Programme schreibt die Konvention eine angemessene Berücksichtigung vor (Artikel 7
Aarhus-Konvention). Die Art der Öffentlichkeitsbeteiligung ist in Artikel 7 nicht im Detail vorgegeben. Die
Ermittlung der „Öffentlichkeit, die sich beteiligen kann“, darf den zuständigen Behörden überlassen werden.
„Daraus ist zu schließen, dass nicht notwendigerweise eine Beteiligungsmöglichkeit für jedermann eröffnet werden
muss“ (SRU 2002a: 114).
95 Artenvielfalt im Sinne des politischen Konzeptes

Rationalisierte Umweltziele als Ansatzstelle für die Honorierung ökologischer Leistungen 149
entsprechenden Eigentumsrechte entschieden werden, was mit einem erheblichen normativen
Input verbunden ist. Scholtissek hebt vor diesem Hintergrund die Bedeutung der Lösung interner
Naturschutzkonflikte im Zuge der Leitbildentwicklung in der Landschaftsplanung hervor:
„Planerische Leitbilder sollen eine raum- und sachkonkrete Zielformulierung sein, die nach
geordnete Umweltziele abwägend und widerspruchsfrei zusammenfasst. Sinn ist demnach das
Entscheiden bzw. Beschließen von relevanten Zielen und das Klären von internen Konflikten bei
konkurrierenden Naturschutzzielen“ (Scholtissek 2000: 95).
Das Problem der Normativität gelangt durch die notwendige Abwägung zwischen verschiedenen
ökologischen Gütern in den Rationalisierungsprozess und erschwert diesen.

150 Kapitel 7
7 Positive ökonomische Anreize im Rahmen der Agrarumweltmaßnahmen und des
Artikel 16 der VO (EG) 1257/1999
7.1 Agrar-politische Rahmenbedingungen
Aktuell findet ein institutioneller Wandel im Bereich der Landwirtschaft statt, dessen Übergang
durch Unsicherheit geprägt ist, der jedoch auch Chancen für eine effiziente (und gerechte)
Ausgestaltung der Eigentumsrechte bietet. Dieser institutionelle Wandel bildet die Grundlage für
mögliche Honorierungsinstrumente. Er wird beeinflusst durch politische und ökonomische
Entscheidungen und Rahmenbedingungen auf globaler (vgl. Kap. 7.1.1), europäischer (vgl.
Kap. 7.1.2) und nationaler (Kap. 7.1.3) Ebene. Bevor in Kapitel 7.2 und 7.3 die aktuelle
Ausgestaltung von Honorierungsinstrumenten vor dem Hintergrund der bisherigen
Ausführungen zur Schaffung und Durchsetzung effizienter Eigentumsrechte analysiert wird,
sollen die politischen Rahmenbedingungen kurz dargestellt werden, um das Verständnis für den
aktuellen Status quo zu verbessern.
7.1.1 Verhandlungen der World Trade Organisation
Im Zuge der Globalisierung, verbunden mit der forcierten Liberalisierung des Welthandels, sind
für die Honorierung ökologischer Leistungen die politischen und ökonomischen internationalen
Rahmenbedingungen von Interesse. Diese beeinflussen den institutionellen Wandel und die
damit verbundene Entwicklung von Honorierungsinstrumenten auf der Ebene der EU und sind
dadurch von durchschlagender Bedeutung bis hin zur regionalen Ebene. Zahlungen für
ökologische Leistungen der Landwirtschaft sind Bestandteil der EU-Stützungsmaßnahmen
(Subventionspolitik) und müssen vor diesem Hintergrund einer Prüfung bzgl. potentiell
handlungsverzerrender Wirkung standhalten.
Für den Bereich der Landwirtschaft spielen dabei die Vereinbarungen auf der Ebene der WTO
(World Trade Organisation 96 ) eine zentrale Rolle. Die wichtigste Aufgabe der WTO besteht
darin, die Rahmenbedingungen für einen freien Welthandel zu schaffen, aber auch in
zunehmendem Maße handelsbezogene Fragen, wie z. B. Standards im Umweltbereich, zu klären
(zum Einbringen von Umweltstandards vgl. z. B. Biermann 1999). Auf die Chancen aber auch
Schwierigkeiten für den Umweltschutz im Zusammenhang mit einer Marktliberalisierung soll an
dieser Stelle nicht eingegangen werden (vgl. dazu u. a. Burney 1999, Potter et al. 1999). Die
96 Die WTO wurde im Jahre 1995 als multilaterale Handelsorganisation gegründet. Sie trat an die Stelle des GATT
aus dem Jahr 1948. Im Gegensatz zum GATT ist die WTO eine eigenständige internationale Organisation.

Aktuelle Anwendung im Rahmen der Agrarumwelt- und Artikel 16-Maßnahmen 151
Bedeutung des Welthandels für die EU im Agrarbereich verdeutlicht die Tatsache, dass die EU
2001 den weltweit bedeutendsten Importeur von Agrarprodukten darstellte und bei den Exporten
nach den USA den zweiten Platz einnahm (COM 2002a). Im Verlauf der agrarpolitischen
Debatte wurde es immer schwerer, nachvollziehbare Begründungen für pauschale
Direktzahlungen an die Landwirtschaft zu finden (Henning et al. 2001).
Im Agrarübereinkommen der Uruguay-Runde verpflichteten sich die WTO-Mitglieder, im
Agrarbereich den Einfuhrschutz und die Stützungsmaßnahmen über einen Zeitraum von sechs
Jahren (1995-2001) schrittweise zu verringern. Dabei standen und stehen bisher nicht alle
internen Stützungsmaßnahmen zur Disposition. Vielmehr werden diese nach ihrer
handelsverzerrenden Wirkung in drei Gruppen (so genannte boxes) kategorisiert: amber box,
blue box und green box (vgl. Abbildung 26) (AoA 1994).
amber box
produktionsbezogene
Maßnahmen
mit deutlicher
handelsverzerrender
Wirkung, z.B.
Marktpreisstützung
unterliegen Abbaupflicht
(Verpflichtung zu 20 %
Senkung in der Zeit von
1995-2001)
blue box
direkte
Einkommensbeihilfen
mit geringere
handelsverzerrende
Wirkung. (Tier- und
Flächenprämien aus der
EU-Agrarreform von 1992)
unterliegen bisher keiner
Abbaupflicht
green box
Maßnahmen, die keine
oder nur geringe
Handelsverzerrungen oder
Auswirkungen auf die
Produktivität haben (z.B.
Strukturanpassungshilfen,
Agrarumweltmaßnahmen)
unterliegen keiner
Abbaupflicht
Abbildung 26: Kategorisierung unterschiedlicher Einkommensbeihilfen nach dem Grad ihrer
handelsverzerrenden Wirkung im Rahmen der WTO-Verhandlungen
Mit hoher Priorität wird der Abbau der ‚amber box-Maßnahmen’, die Marktpreisstützungen,
gefordert und politisch angegangen. Bis Ende 2003 war in einer so genannten Friedensklausel
für die beiden anderen Maßnahmengruppen ausgehandelt, dass diese nicht (‚green box-
Maßnahmen’) bzw. nur eingeschränkt (sonstige Stützungsmaßnahmen, einschließlich der ‚blue
box-Maßnahmen’ und Exportsubventionen) von den Vorschriften des allgemeinen WTO-
Subventionsübereinkommens angreifbar sind. Die im Jahre 2003 ausgelaufene Friedensklausel
machte neue Verhandlungen dringend notwendig, da sonst den EU-Staaten langwierige
Streitschlichtungsverfahren mit ungewissem Ausgang hätten bevorstehen können (BML 2000a).

152 Kapitel 7
Derartige Streitschlichtungsverfahren, die aufgrund fehlender Übereinkommen im Rahmen der
WTO aktuell laufen, sind z. B. das Verfahren von Australien, Thailand und Brasilien gegen die
EU-Zuckermarktordnung zu nennen (BMVEL 2004). Die umfangreichen Verhandlungen im
Jahr 2003 endeten mit einem Abbruch auf der WTO-Ministerkonferenz in Cancún im
September.
Die EU fährt bei den WTO-Verhandlungen bisher zweigleisig. Einerseits kämpft sie für die
Anerkennung von höheren Standards, z. B. im Bereich Umwelt und Tierschutz, und rechtfertigt
damit die Stützungs- und Schutzmaßnahmen: „Das europäische Landwirtschaftsmodell mit
seinen multifunktionalen Merkmalen und den hohen Qualitäts- und Sicherheitsstandards ist der
Ausgangspunkt einer Politik der Nachhaltigkeit im Agrarbereich. Es ist deshalb bei den WTO-
Verhandlungen und anderen internationalen Vereinbarungen ein Rahmen zu schaffen, durch den
die für die europäischen Landwirte und Verbraucher geltenden Auflagen und Standards
international anerkannt und abgesichert werden können“ (BML 2000b). Andererseits wird der
Ausbau der so genannten green box weiter forciert, nicht zuletzt aufgrund der privilegierten
Behandlung dieser Zahlungen im Rahmen der WTO-Verhandlungen. Während der Abbau der
Einkommensbeihilfen der blue box von vielen WTO-Staaten gefordert wird, blieb die green box
bisher unangetastet. Allerdings soll hier künftig noch stärker erkennbar sein, dass die
Maßnahmen auf der Grundlage eines klaren Umweltprogramms entwickelt sind und sich auf
konkrete Umweltzustandsziele beziehen bzw. eine wissenschaftlich nachgewiesene Verbindung
zwischen Umweltziel und Maßnahme hergestellt werden kann. 97 Auf der Grundlage des
Umweltprogramms müssen in Zukunft klare Abgrenzungskriterien herangezogen werden, um
Umweltförderung und Handelsprotektion zu unterscheiden. Es muss klar erkennbar sein, dass es
sich bei den Umweltmaßnahmen nicht um Handelsprotektion handelt (vgl. Ausführungen SRU
2004). Darin wird die Bedeutung der umweltzielorientierten Strategie (vgl. Kap. 6.1) auch in
diesem Kontext deutlich.
Die Positionen der einzelnen WTO-Mitglieder zu den zukünftigen Regelungen im Agrarbereich
liegen noch sehr weit auseinander, aber es ist ersichtlich, dass der Gestaltungsspielraum für die
Agrarpolitik der Staaten kleiner wird (WTO 2003b). Der aktuelle Vorschlag der EU für die
Ausgestaltung der Agrarsubventionen zeigt deutlich, in welche Richtung die weitere
Entwicklung gehen soll. Die EU setzt weiterhin neben den ‚green box-Maßnahmen’ auf
modifizierte ‚blue box-Maßnahmen’ (Direktzahlungen) und flexibel ausgestaltete Zollabkommen
97 vgl. Restriktionen der green box nach dem „Harbinson-Papier“ (WTO 2002, 2003a).

Aktuelle Anwendung im Rahmen der Agrarumwelt- und Artikel 16-Maßnahmen 153
(BMVEL 2004: 93). Im Hinblick auf die modifizierten ‚blue box-Maßnahmen’ ist für die
Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft vor allen Dingen eine weitere
Verlagerung der Gelder von Preisstützungen hin zu Flächenprämien bedeutsam. Diese sind
künftig EU-weit an bestimmte Auflagen gebunden, so genanntes cross compliance.
Mit diesen Standards, bei denen es sich im weiteren Sinne um Umweltstandards (inklusive
Tierschutz) handelt, kann die Verhandlungsposition für die Maßnahmen der blue box verbessert
werden (höhere Standards als Rechtfertigung für Transferzahlungen). Aus eigentumsrechtlicher
Sicht setzt die EU mit Hilfe von cross compliance bereits geschaffene Eigentumsrechte
(Ordnungsrecht) der Gesellschaft (bzw. Sozialpflichtigkeit der Landwirte) mit Hilfe von
finanziellen Sanktionsmechanismen durch bzw. versucht die Durchsetzung zu verbessern. Als
relevante Voraussetzung für die ‚blue box-Maßnahmen’ (Flächenprämien) gelten
ordnungsrechtliche Vorgaben, die ab 2005 bis 2007 stufenweise verbindlich mit den
Direktzahlungen zu verknüpfen sind. Diese Vorgaben stellen eine Konkretisierung oder auch
Operationalisierung von bereits bestehenden EU-Verordnungen und -Richtlinien dar (vgl.
Tabelle A-3 im Anhang). Darüber hinaus sind Regeln aufzustellen, die die Erhaltung
landwirtschaftlicher Flächen in gutem landwirtschaftlichem und ökologischem Zustand
gewährleisten (Konkretisierung auf nationaler Ebene für die Bereiche Bodenerosion, Erhaltung
organischer Substanz im Boden, Erhaltung Bodenstruktur u. a.).
Ausgehend von diesem Ordnungsrecht werden Standards eingeführt, die dann im Rahmen des
InVeKoS künftig mit kontrolliert werden und bei Verstoß durch Kürzung der Flächenprämien
sanktionierbar sind. Es wird sich zeigen, inwieweit EU-weite Standards formuliert werden
können, die mittels cross compliance helfen, Ordnungsrecht umzusetzen. Prinzipiell müssen
diese Standards ähnliche Anforderungen erfüllen wie die Indikatoren für eine Honorierung
ökologischer Leistungen (vgl. Kap. 6.3.4). Des relativ hohen verwaltungstechnischen, aber auch
einzelbetrieblichen Aufwands für das cross compliance ist sich die EU bewusst; sie fordert und
fördert gleichzeitig mit der Einführung dieser cross compliance-Maßnahmen
‚Umweltberatungssysteme’ für die Betriebe. Die Bundesregierung fördert vor diesem
Hintergrund die betriebliche Einführung von freiwilligen Beratungssystemen für Betriebsinhaber
zu den Fragen von cross compliance im Rahmen der GAK (zur GAK vgl. Kap. 7.1.3.2).
Die Kategorisierung und Konkretisierung von Maßnahmen im ‚box-System’ stellt die Schaffung
und/oder Durchsetzung von Eigentumsrechten dar und ist von daher ein so schwieriges und
heikles Thema. Es ist eben nicht nur ein Allokationsproblem, sondern ein Distributionsproblem.
Es führen z. B. bestimmte Maßnahmen, die für die Produktion von ökologischen Gütern

154 Kapitel 7
notwendig sind, entsprechend ihrer Einteilung als cross compliance-Maßnahme oder als
Agrarumweltmaßnahme entweder zu einer finanziellen Sanktion bei Nichtdurchführung (cross
compliance-Standards) oder aber zu einer Honorierung bei der Durchführung
(Agrarumweltmaßnahmen). Im ersten Fall werden de jure vorhandene gesellschaftliche
Eigentumsrechte de facto durchgesetzt, im zweiten Fall werden de facto private Eigentumsrechte
de jure geschaffen und durchgesetzt.
Anbieter und Nachfrager von ökologischen Leistungen sind sich dieser schwierigen
Konstellation bewusst. So hebt die Bundesregierung bzgl. der Standards im Bereich cross
compliance im aktuellen Agrarbericht hervor: „Es ist das Ziel der Bundesregierung, dass durch
die Ausgestaltung der Anforderungen im Rahmen von cross compliance die
Fördermöglichkeiten im Bereich der Agrarumweltmaßnahmen und der Ausgleichszulage nicht
unangemessen eingeschränkt werden“ (BMVEL 2004: 90). Bisher wurde von daher auch keine
Verbindung zwischen den Standards der Guten fachlichen Praxis und den cross compliance-
Regelungen konstruiert. Vielmehr scheint es, dass bewusst verschiedene Kriterien (Indikatoren!)
genutzt werden, um die Gute fachliche Praxis und cross compliance zu operationalisieren (vgl.
weiterführend zur Abgrenzung der Sozialpflichtigkeit bzw. zur Bestimmung der
Honorierungswürdigkeit in Kap. 7.2.2.2 und 7.3.2.2). Der Umweltrat fordert allerdings in seinem
aktuellen Gutachten zu Recht eine Vereinheitlichung der Kriterien der Guten fachlichen Praxis
und des cross compliance (SRU 2004).
7.1.2 Europäische Rahmenbedingungen
7.1.2.1 Gemeinsame Agrarpolitik (GAP)
Bei der Entwicklung von Instrumenten zur Transaktion von Eigentumsrechten an ökologischen
Gütern sind die Rahmenbedingungen auf der EU-Ebene entscheidend, wenn Instrumente
entwickelt werden sollen, die mittelfristig praxisrelevant werden können. Dabei müssen die
aktuellen Vorgaben nicht grundsätzlich als feste Restriktionen behandelt werden, bestimmte
Rahmenbedingungen werden jedoch mittelfristig die Ausgestaltung von Honorierungs-
instrumenten auf nationaler und regionaler Ebene prägen und sollen daher kurz dargestellt
werden.
Die EU-Regelungen stellen aus zwei Gründen relevante Rahmenbedingungen nicht nur für die
konkreten honorierungswürdigen Leistungen, sondern auch für die Ausgestaltung der
Instrumente dar:

Aktuelle Anwendung im Rahmen der Agrarumwelt- und Artikel 16-Maßnahmen 155
1. Ein ‚Eingriff’ in das hoch komplizierte EU-Agrarsubventionssystem bedarf in jedem Fall
einer ‚EU-Kompatibilität’. Die Agrarpolitik fällt in weiten Teilen in die ausschließliche
Kompetenz der EU; eine von der EU unabhängige Agrarpolitik kann von einzelnen
Mitgliedstaaten also nicht betrieben werden.
2. Aufgrund der Prioritätensetzungen der Länderhaushalte ist in den meisten Fällen eine
Honorierung ökologischer Leistungen im gegenwärtigen Umfang nur mit Hilfe einer EU-
Kofinanzierung zu gewährleisten.
Die Ausgaben der EU für den gesamten Agrarbereich belaufen sich auf einen Anteil von über
50 % an den Gesamtausgaben der EU (ca. 97,5 Mrd. € jährlich) (vgl. Abbildung 27). Hauptfonds
ist dabei der Europäische Ausrichtungs- und Garantiefonds für die Landwirtschaft (EAGFL).
Haushaltstechnisch werden die Agrarausgaben von den Abteilungen EAGFL-Garantie 98 und
EAGFL-Ausrichtung 99 abgewickelt.
Die finanziellen Anteile der beiden Abteilungen sind in Abbildung 28 für das Jahr 2003
dargestellt. Der EAGFL-Garantie kommt insgesamt die größte Bedeutung zu (91 % im Jahr
2003). Über diese Abteilung werden die gesamten Maßnahmen der Marktordnung abgewickelt.
Diese haben einen Umfang von 82 % der Ausgaben im Bereich Landwirtschaft (vgl. Abbildung
28).
98 Die Abteilung Garantie muss insbesondere die Ausgaben im Zusammenhang mit der gemeinsamen Organisation
der Agrarmärkte, die Maßnahmen zur Entwicklung des ländlichen Raums, die flankierend zur Marktpolitik
durchgeführt werden, die Maßnahmen für den ländlichen Raum außerhalb der Ziel-1-Regionen, bestimmte
Ausgaben im Veterinärbereich und die Maßnahmen zur Information über die gemeinsame Agrarpolitik finanzieren.
99 Die Abteilung Ausrichtung muss sonstige Ausgaben für die ländliche Entwicklung finanzieren (die nicht vom
EAGFL, Abteilung Garantie übernommen werden).

156 Kapitel 7
Forschung und
technologische
Entw icklung
Strukturmaßnahmen
(ohne EAGFL, ohne FIAF)
EU-Ausgaben Haushalt 2003
Verw altungsausgaben
(alle Organe)
Maßnahmen in Drittländern
(inkl. Vorbeitrittshilfen, Außen-
und Sicherheitspolitik)
Sonstiges (u.a.
transeuropäische Netze,
Energie, Bildung, Reserven)
und Ausgleichszahlungen
für Beitrittsländer
97,5
Mrd. €
50,1 %
Agrarbereich
gesamt
(EAGFL, FIAF,
sonstige)
Abbildung 27: Ausgaben der EU für das Haushaltsjahr 2003
(eigene Darstellung, Datenquelle: BMVEL 2004)
Verteilung der Finanzmittel des EAGFL (2003)
Abteilung
Ausrichtung
7,2 %
Abteilung
Garantie
91,4 %
Mio. €
Sonstige 675 €
Abbildung 28: Verteilung der Ausgaben des EAGFL
(eigene Darstellung, Datenquelle: BMVEL 2004)
'Zweite Säule'
Ländliche Entwicklung
8110 Mio. € (17 %)
Agrarumweltmaßnahmen (4 %)
'Erste Säule'
Marktordnung
39759 Mio. € (82 %)

Aktuelle Anwendung im Rahmen der Agrarumwelt- und Artikel 16-Maßnahmen 157
Neben der Marktordnungspolitik als erster Säule (first pillar) des EU-Agrarsubventionssystems
wird seit 1992 eine zweite Säule (second pillar), die so genannte ländliche Entwicklung, als
wesentlicher Bestandteil des Agrarsubventionssystems aufgebaut. Einer der entscheidenden
Unterschiede besteht darin, dass die Maßnahmen der ersten Säule zu 100 % von den Vorgaben
der EU bestimmt, aber auch finanziert werden, während die Maßnahmen der zweiten Säule
durch die EU lediglich kofinanziert werden. Die Mitgliedstaaten haben nach dem
Subsidiaritätsprinzip bei den Maßnahmen der zweiten Säule mehr Freiräume und Verantwortung
und müssen sich an den Kosten in unterschiedlicher Art und Weise beteiligen (vgl. zur
finanziellen Beteiligung im Rahmen der Agrarumweltmaßnahmen in Deutschland Abbildung 30
in Kapitel 7.1.3.2).
Für die Finanzierung ist, in Abhängigkeit vom regionalen Rahmen und der Art der Maßnahmen,
entweder der EAGFL-Garantie oder der EAGFL-Ausrichtung zuständig. So gehen die Beihilfen
für die Vorruhestandsregelung, für Agrarumweltmaßnahmen und für die Aufforstung
landwirtschaftlicher Nutzflächen zu Lasten des EAGFL-Garantie, die übrigen Maßnahmen zur
Förderung der ländlichen Entwicklung werden bei Ziel-1-Regionen aus dem EAGFL-
Ausrichtung und in den übrigen Gebieten aus dem EAGFL-Garantie finanziert. Die Maßnahmen
zur Anpassung und Entwicklung ländlicher Gebiete, die die Dorferneuerung und -entwicklung,
den Schutz und die Erhaltung des ländlichen Kulturerbes, die Diversifizierung der ländlichen
Tätigkeiten und die Verbesserung der Infrastrukturen für die Entwicklung der Landwirtschaft
betreffen und nicht aus dem Europäischen Fonds für regionale Entwicklung (EFRE) im Rahmen
von Ziel 1 bzw. Ziel 2 oder von Übergangsregelungen finanziert werden, gehen ebenfalls zu
Lasten des EAGFL (vgl. Abbildung 28).
Im Zusammenhang mit der Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft ist die
Tatsache relevant, dass unabhängig des regionalen Kontextes die Agrarumweltmaßnahmen über
die EAGFL-Garantie abgewickelt werden und seit 2000 verpflichtend in allen EU-Staaten
angeboten werden müssen. Damit werden in allen EU-Staaten im Rahmen der
Entwicklungspläne für den ländlichen Raum (EPLR) (s.u.) spätestens seit 2000
Agrarumweltmaßnahmen angeboten. Aktuell werden knapp über 4 % der EU-Ausgaben für
Agrarumweltmaßnahmen genutzt (vgl. Abbildung 28).

158 Kapitel 7
Rechtsgrundlage
Die für die Honorierung ökologischer Leistungen entscheidende Verordnung
VO (EG) 1257/1999 bildet seit dem 1. Januar 2000 den Rahmen für die gesamte
gemeinschaftliche Förderung der Entwicklung des ländlichen Raums und ersetzt u. a. die
VO (EWG) 2078/1992. Relevanz hat die Verordnung für den Planungszeitraum 2000-2006. Mit
ihr werden die anderen Instrumente der Gemeinsamen Agrar- und Strukturpolitik flankiert und
ergänzt (wesentlich sind hier Marktpreisstützungen und Flächenprämien). Erklärtes politisches
Ziel der Verordnung ist die Einführung einer integrierten Politik für den ländlichen Raum mit
Hilfe eines einzigen Rechtsinstruments, das eine größere Kohärenz zwischen der Entwicklung
des ländlichen Raums und der Preis- und Marktpolitik im Rahmen der Gemeinsamen
Agrarpolitik (GAP) sicherstellt und alle Elemente der ländlichen Entwicklung durch stärkere
Einbeziehung aller lokalen Akteure fördert. Zu diesem Zweck verfolgt diese neue, mit den
landwirtschaftlichen Tätigkeiten und ihrer Umstrukturierung verknüpfte Politik folgende Ziele:
• Modernisierung der landwirtschaftlichen Betriebe;
• Sicherheit und Qualität der Nahrungsmittel;
• angemessene und stabile Einkommen für die Landwirte;
• Berücksichtigung der umweltpolitischen Herausforderungen;
• Schaffung alternativer Beschäftigungsmöglichkeiten zur Eindämmung der Landflucht und
Stärkung der wirtschaftlichen und sozialen Struktur des ländlichen Raums;
• Verbesserung der Lebens- und Arbeitsbedingungen und Förderung der Chancengleichheit. 100
Auf der Grundlage dieser Verordnung entwickelten die einzelnen EU-Staaten auf der geeigneten
geographischen Ebene (in Deutschland jeweils in den einzelnen Bundesländern) konkrete
Programme und Maßnahmen, die dann von der EU kofinanziert werden können und bei
Flächenmaßnahmen, wie den Agrarumweltmaßnahmen, über das Integrierte Verwaltungs- und
Kontrollsystem (InVeKoS) der EU verwaltet werden müssen. Diese Programme zur Förderung
der ländlichen Entwicklung stützen sich auf Pläne, die für einen Zeitraum von sieben Jahren
(2000-2006) aufgestellt werden. Sie enthalten die Beschreibung der derzeitigen Lage des
betreffenden ländlichen Raums, die vorgeschlagene Strategie, die erwartete Wirkung, die
Finanzplanung, die beabsichtigten Maßnahmen einschließlich der Agrarumweltmaßnahmen, die
100 vgl. Ausführungen der EU-Kommission zur Förderung der ländlichen Entwicklung
http://europa.eu.int/scadplus/leg/de/lvb/l60006.htm (09.05.2004)

Aktuelle Anwendung im Rahmen der Agrarumwelt- und Artikel 16-Maßnahmen 159
erforderlichen Studien und technischen Unterstützungsmaßnahmen, die Benennung der
zuständigen Behörden und Einrichtungen sowie die Bestimmungen, die die effiziente und
ordnungsgemäße Durchführung der Pläne gewährleisten sollen.
Aktuell sind zwei Programmplanungen entscheidend. Dabei handelt es sich um die
Entwicklungspläne für den ländlichen Raum (EPLR), die alle Maßnahmen der ländlichen
Entwicklung außerhalb der Förderkulisse ‚Ziel 1’ 101 und ‚Ziel 2’ 102 enthalten. Innerhalb der Ziel
1- und Ziel 2-Gebiete werden einige Maßnahmen zur Entwicklung des ländlichen Raums im
Rahmen anderer Programme abgewickelt, wobei die Operationellen Programme (OP) hierbei
vom Umfang her den bedeutendsten Anteil ausmachen. Die Aufteilung der Maßnahmen zur
ländlichen Entwicklung in Ziel 1-Gebieten ist in Abbildung 29 dargestellt. Grau unterlegt sind
die Bereiche, die für die Honorierung ökologischer Leistungen von Bedeutung sind. Neben den
Agrarumweltmaßnahmen (ausführlich in Kap. 7.2) sind es seit 2000 mögliche
Ausgleichszahlungen in Gebieten mit umweltspezifischen Einschränkungen aufgrund von EU-
Umweltrecht. Aktuell fallen hierunter mögliche Ausgleichszahlungen für ordnungsrechtliche
Auflagen in Natura 2000-Gebieten (vgl. Kap. 7.3).
Tabelle 6 zeigt die für den aktuellen Förderzeitraum 2000-2006 aufgelegte hohe Anzahl an
Programmen in den EU-Staaten und deren Kofinanzierung durch die EU. In jedem der 68
Entwicklungspläne für den ländlichen Raum sind Agrarumweltmaßnahmen obligatorischer
Bestandteil. Allein die Anzahl der Pläne gibt einen Hinweis auf die potentielle Fülle an
Honorierungsinstrumenten für ökologische Leistungen.
101 Ziel 1-Gebiete sind Regionen mit Entwicklungsrückstand (BIP < 75 % des Gemeinschaftsdurchschnitts)
102 Ziel 2-Gebiete sind ländliche oder städtisch und industriell geprägte Gebiete mit Strukturproblemen (Kriterien für
Auswahl sind z. B. niedrige Bevölkerungsdichte, hoher Anteil der Beschäftigten in der Landwirtschaft, hohe
Arbeitslosenquote, Bevölkerungsrückgang).

160 Kapitel 7
Gemeinschaftsinitiativen
LEADER +
Abteilung
Ausrichtung
Agrarstrukturpolitik
Abbildung 29: Aufteilung der Maßnahmen zur ländlichen Entwicklung auf die unterschiedlichen Planungsinstrumente
am Beispiel der Ziel 1-Gebiete (Hervorgehoben sind die Bereiche, die für die Honorierung
ökologischer Leistungen der Landwirtschaft von Bedeutung sind.)
Tabelle 6: Überblick über die verschiedenen Programme im Bereich ländlicher Entwicklung (EU-15)
Programme im Bereich ländliche
Entwicklung*
Entwicklungspläne für den ländlichen
Raum (EPLR)
Ziel 2-Programme mit Maßnahmen zur
ländlichen Entwicklung
Ziel 1-Programme mit Maßnahmen zur
ländlichen Entwicklung
Operationelle Programme (OP)
*nicht dargestellt: Leader+-Programme
Quelle: COM 2003c
Strukturmaßnahmen
Investitionen
in landwirtschaftlichen Betrieben
Niederlasssung
von Junglandwirten
Berufsbildung
Verarbeitung/Vermarktung
landwirtschaftlicher Erzeugnisse
Forstwirtschaft
Entwicklung von
ländlichen Gebieten
OP
EAGFL
VO (EG) 1257/1999
Anzahl der
Programme
Flankierende Maßnahmen
Benachteiligte Gebiete und
G. umweltspez. Einschränkungen
Agrarumweltmaßnahmen
Aufforstung
landwirtschaftlicher Flächen
EPLR
Abteilung
Garantie
Kofinanziert durch
EAGFL-Abteilung
68 Garantie
20 Garantie
Marktorganisationen
Direktzahlungen
EU-Anteil
(EUR Bill.)
32,9
69 Ausrichtung 17,5
7.1.2.2 Vorgaben und Förderflächenumfang im Rahmen der VO (EG) 1257/1999
Im Folgenden sollen im Überblick zwei, für die Honorierung ökologischer Leistungen
wesentliche Fördermaßnahmen der VO (EG) 1257/1999 in ihrer konzeptionellen Ausgestaltung
beschrieben werden. Es handelt sich dabei um zwei der flankierenden Maßnahmen (vgl.

Aktuelle Anwendung im Rahmen der Agrarumwelt- und Artikel 16-Maßnahmen 161
Abbildung 29), die Agrarumweltmaßnahmen nach Artikel 22-24 (AUM) und die
Ausgleichzahlungen in Gebieten mit umweltspezifischen Einschränkungen durch europäisches
Recht (kurz Artikel 16-Maßnahmen). Bei beiden Maßnahmen handelt es sich um Zahlungen für
flächenhafte, jährliche Maßnahmen.
Nach der Definition honorierungswürdiger ökologischer Leistungen (vgl. Kap. 4.1) stellen
selbstverständlich auch investive Maßnahmen, wie z. B. Anschaffung von Niederdruckreifen,
(zum Vermindern von Bodenverdichtung) potentiell honorierungswürdige, ökologische
Leistungen dar, sofern damit knappe ökologische Güter bereitgestellt werden. Das gleich gilt
auch für Maßnahmen wie das Anlegen von Hecken u. ä., die z. B. im Rahmen der Entwicklung
von ländlichen Gebieten (Artikel 33-Maßnahmen) honoriert werden können. Die Einbeziehung
derartiger Maßnahmen würde jedoch den Rahmen dieser Arbeit zu weit stecken.
Im Weiteren werden lediglich die Vorgaben aus der Verordnung (EG) 1257/1999 für die
Agrarumweltmaßnahmen und die Artikel 16-Maßnahmen dargestellt. Die aktuelle Umsetzung
dieser Vorgaben wird für die Agrarumweltmaßnahmen in Deutschland in Kapitel 7.2 und für die
Umsetzung der Artikel 16-Maßnahmen in Kapitel 7.3 näher betrachtet.
Agrarumweltmaßnahmen (Artikel 22-24 der VO (EG) 1257/1999)
Als Agrarumweltmaßnahmen (AUM) sind laut Verordnungstext alle flächengebundenen
Maßnahmen zu fassen, die dem abiotischen und biotischen Ressourcenschutz sowie landschafts-
ästhetischen Zielen dienen.
Landwirte, die mindestens fünf Jahre lang umweltverträgliche und landschaftschützende
Erzeugungsverfahren (Agrarumweltmaßnahmen) anwenden, können eine Honorierung (Beihilfe)
erhalten (Artikel 23). Diese soll dazu dienen, die umweltverträgliche Bewirtschaftung und ein
planvolles Vorgehen im Agrarumweltbereich, die Extensivierung der landwirtschaftlichen
Erzeugung, die Erhaltung von ökologisch wertvollen Gebieten und die Landschaftspflege zu
fördern.
Die VO (EG) 1257/1999 gibt in Artikel 22 fünf Ziele für die Agrarumweltmaßnahmen vor:
• eine Bewirtschaftung der landwirtschaftlichen Flächen zu fördern, die mit dem Schutz und
der Verbesserung der Umwelt, der Landschaft und ihrer Merkmale, der natürlichen
Ressourcen, der Böden und der genetischen Vielfalt vereinbar ist;

162 Kapitel 7
• eine umweltfreundliche Extensivierung der Landwirtschaft und eine Weidewirtschaft
geringer Intensität zu fördern;
• bedrohte, besonders wertvolle landwirtschaftlich genutzte Kulturlandschaften zu erhalten;
• die Landschaft und historische Merkmale auf landwirtschaftlichen Flächen zu erhalten;
• die Umweltplanung in die landwirtschaftliche Praxis einzubeziehen.
Die Höhe der Honorierung (Preis) ökologischer Leistungen richtet sich nach den anfallenden
Kosten und nicht nach dem Wert des ökologischen Gutes. Bei der Ermittlung werden die
Einkommenseinbußen und die zusätzlich anfallenden Kosten berücksichtigt. Diese Vorgaben
sind im Zusammenhang mit den internationalen Verhandlungen der WTO zu sehen, da die bisher
einzigen nicht zur Disposition stehenden Maßnahmen der green box keine Einkommenseffekte
verursachen dürfen. 103
Aktuell darf vor diesem Hintergrund nur ein Anreiz von nicht mehr als 20 % der ermittelten
Kosten gezahlt werden, um die Landwirte zur Teilnahme (Tausch der Eigentumsrechte) zu
motivieren. Die Beihilfen dürfen jedoch bei einjährigen Kulturen und bestimmten Dauerkulturen
600 € bzw. 900 € jährlich nicht überschreiten. Jede sonstige Bodennutzung wird mit höchstens
450 € je ha jährlich unterstützt (Art. 24). Die tatsächlich angewendete Prämie belief sich auf
durchschnittlich 89 €/ha (COM 2003a). Dabei wurden zwischen den Mitgliedstaaten große
Unterschiede verzeichnet, was zum Teil die Bandbreite der ergriffenen Agrarumweltmaßnahmen
und die verschiedenen Standortbedingungen widerspiegelt (ebd.), aber auch Hinweis darauf gibt,
dass die Ermittlung des Preises für die Honorierung ökologischer Leistungen auf der Grundlage
der Kosten relativ breite Spielräume eröffnet (vgl. Kap. 7.2.2.3).
Die Abgrenzung der Honorierungswürdigkeit erfolgt mit Hilfe des unbestimmten
Rechtsbegriffes der Guten fachlichen Praxis (vgl. Kap. 7.2.2.2) und schließt eine
Doppelförderung aus. „Die Verpflichtungen bezüglich der Agrarumweltmaßnahmen gehen über
die Anwendung der Guten fachlichen Praxis im üblichen Sinne hinaus. Sie betreffen
Dienstleistungen, die im Rahmen anderer Fördermaßnahmen, wie Marktstützungsmaßnahmen
und den Ausgleichszulagen, nicht vorgesehen sind“ (Art. 23 (2)).
103 Die Bindung des Preises an die Einkommenseinbuße ist ein wesentlicher Grund für die geringe Umsetzung der
ergebnisorientierten Honorierungen. So wurde die ergebnisorientierte Honorierung in BW nur genehmigt, wenn
Maßnahmenauflagen daran geknüpft sind (Oppermann & Gujer 2003: 178).

Aktuelle Anwendung im Rahmen der Agrarumwelt- und Artikel 16-Maßnahmen 163
Ausgehend von den Daten, die für 2001 von den Mitgliedstaaten zu ihren Programmen für die
Entwicklung des ländlichen Raums vorgelegt wurden, betrug die Vertragsfläche in EU-15
19,3 Mio. ha. Dabei wurden für 1,3 Mio. ha Verträge für den Ökologischen Landbau
abgeschlossen (COM 2003a).
Gebiete mit umweltspezifischen Einschränkungen (Artikel 16 VO (EG) 1257/1999)
Neben der seit vielen Jahren angewendeten Ausgleichszahlung für Landwirte in naturräumlich
benachteiligten Gebieten (z. B. Berggebieten) kann seit der VO (EG) 1257/1999 auch
Landwirten in Gebieten mit umweltspezifischen Auflagen eine Ausgleichszahlung gewährt
werden. Ziel ist es, die Kosten und Einkommenseinbußen auszugleichen, die ihnen durch die
Umsetzung gemeinschaftlicher Umweltvorschriften (EU-Recht) entstehen (Artikel 16 (1)).
Aktuell werden diese Maßnahmen für Auflagen in Natura 2000-Gebieten angewandt (vgl.
Kap. 8.2).
Die Höhe des Ausgleichs hat sich an den verursachten Kosten zu orientieren (Artikel 16 (2)) und
durfte bisher 200 € pro Hektar und Jahr nicht überschreiten 104 . Eine Überkompensation ist zu
vermeiden (Artikel 16 (3)). Anreize wie bei den AUM sind nicht erlaubt.
Von der Ausgleichszahlung für benachteiligte Gebiete aufgrund von umweltspezifischen
Einschränkungen haben bisher lediglich einige Bundesländer in Deutschland Gebrauch gemacht
(COM 2002c). Der Anwendungsumfang wird daher im Überblick in Kapitel 7.3.1 dargestellt
(zur potentiellen Bedeutung dieser Maßnahme vgl. auch Kap. 8.2.2).
7.1.3 Nationale Rahmenbedingungen in Deutschland
7.1.3.1 Föderale Strukturen in Deutschland und deren Konsequenz
Die konkrete Ausgestaltung und der Umfang der Zahlungen für ökologische Leistungen obliegen
in Deutschland den einzelnen Bundesländern. Es gibt in Deutschland 16 Pläne zur ländlichen
Entwicklung (EPLR) inklusive 16 Agrarumweltprogrammen (vgl. Kap. 7.1.2.1,
Agrarumweltmaßnahmen als verpflichtender Bestandteil der EPLR) und 6 operationelle
Programme in den neuen Bundesländern. Auch die Artikel 16-Maßnahmen sind, falls
104 Ab dem Jahr 2004 können bis zu 500 € pro Hektar gezahlt werden, wobei diese hohen Ausgleichszahlungen
lediglich zur Abfederung der ökonomischen Wirkungen in der Aufbauphase des Natura 2000-Netzes genutzt werden
dürfen und danach wieder sukzessiv bis auf 200 € zurückgenommen werden müssen.

164 Kapitel 7
angewendet, jeweils Bestandteil der länderspezifischen EPLR. Selbstverständlich obliegt es den
Bundesländern neben der Honorierung ökologischer Leistungen im Rahmen der Gemeinsamen
Europäischen Agrarpolitik nationale Honorierungsinstrumente zu etablieren. Diese müssen
lediglich bei der EU angezeigt werden und bestimmte Grundanforderungen erfüllen (z. B.
Ausschluss der Doppelförderung). Die Bundesländer haben also relativ breiten Spielraum,
eigene Honorierungsinstrumente zu entwickeln und machen davon auch teilweise Gebrauch,
indem sie europaunabhängige Vertragsnaturschutzprogramme anbieten, wie bisher z. B. das
Land Brandenburg. Damit ist eine größere Flexibilität gegeben, aber es ist auch der Nachteil
einer vollständigen Finanzierung aus dem Landeshaushalt damit verbunden. Dies ist ein
wesentlicher Grund, warum derartige Programme immer mehr an Bedeutung verlieren und in die
Agrarumweltprogramme überführt werden, die aktuell im Rahmen der VO (EG) 1257/1999
laufen (vgl. Osterburg 2002).
Da die Agrarumweltmaßnahmen, wie alle Maßnahmen der zweiten Säule, einer Finanzierung
durch die Bundesländer bedürfen (vgl. auch Abbildung 30), ist der Umfang der Förderung
entscheidend von der Haushaltslage der einzelnen Bundesländer abhängig und bringt sehr große
Unterschiede bzgl. der zur Verfügung stehenden Mittel mit sich.
7.1.3.2 Gemeinschaftsaufgabe ‚Verbesserung der Agrarstruktur und des
Küstenschutzes’ (GAK)
Der Bund nimmt über die Option zur Kofinanzierung bestimmter Maßnahmen im Rahmen der
Gemeinschaftsaufgabe Agrarstruktur und Küstenschutz (GAK) in gewisser Weise Einfluss auf
die Maßnahmen zur ländlichen Entwicklung, insbesondere, wenn die Bundesländer auf eine
derartige Kofinanzierung angewiesen sind.
Abbildung 30 zeigt die mögliche Aufteilung der Finanzierung von Agrarumweltmaßnahmen mit
und ohne Geld der GAK im Rahmen der VO (EG) 1257/1999 in Ziel 1-Gebieten (neue
Bundesländer) und außerhalb der Ziel 1-Gebiete. Über die GAK können 30 % des national zu
finanzierenden Anteils übernommen werden.

Aktuelle Anwendung im Rahmen der Agrarumwelt- und Artikel 16-Maßnahmen 165
100%
75%
50%
25%
0%
Abbildung 30: Finanzierung der Agrarumweltmaßnahmen in Deutschland (bis zum Jahr 2004)
Der Plan der GAK entspricht gemäß der VO (EG) 1257/1999 einer Rahmenregelung (s. Art. 40
Abs. 4) und ist damit nicht so differenziert wie die Entwicklungspläne der Bundesländer, die
einem Programmplan (s. Art. 40 Abs. 1-3) entsprechen.
Mit der GAK werden folgende allgemeine Grundsätze verfolgt:
• Gewährleistung einer leistungsfähigen, auf künftige Anforderungen ausgerichtete Land- und
Forstwirtschaft,
• Sicherstellung der Wettbewerbsfähigkeit im gemeinsamen Markt der Europäischen
Gemeinschaft,
• Verbesserung des Küstenschutzes.
Finanzierung der AUM in Deutschland
ohne GAK mit GAK ohne GAK mit GAK
Bundesland
Bund (GAK optional für bestimmte Maßnahmen)
EU
Nicht Ziel 1-Gebiet Ziel 1-Gebiet
Die Gemeinschaftsaufgabe ist im Rahmen des Gesetzes zur Gemeinschaftsaufgabe Agrarstruktur
und Küstenschutz (GAKG) festgelegt. Um die Gemeinschaftsaufgabe umzusetzen, wird für den
Zeitraum der Finanzplanung (3 Jahre) ein gemeinsamer Rahmenplan aufgestellt und jedes Jahr
sachlich geprüft und fortgeführt. Der Rahmenplan enthält die je Haushaltsjahr durchzuführenden
Maßnahmen mit den zugrunde liegenden Zielvorstellungen, die zugehörigen Fördergrundsätze
sowie Art und Höhe der Zuwendung. Darüber hinaus werden auch die Mittel von Bund und
Ländern pro Jahr des Planungszeitraums aufgeführt, die bereitgestellt werden sollen. Der Bund

166 Kapitel 7
erstattet jedem Land bei Durchführung der Maßnahmen des Rahmenplans 60 % der entstandenen
Ausgaben bzw. 70 % für Maßnahmen des Küstenschutzes. Die Förderung kann als Zuschuss,
Darlehen, Zinszuschuss oder Bürgschaft erfolgen. Die Länder können darüber entscheiden,
welche Maßnahmenangebote sie aus dem Rahmenplan der GAK in ihre ‚Ländlichen
Entwicklungsprogramme’ übernehmen. Diese können sie präzisieren und durch eigene
Ländermaßnahmen ergänzen.
Im Zuge der Neuausrichtung der Ernährungs- und Agrarpolitik in Richtung auf die Förderung
der ländlichen Räume wurden auch bei der GAK neue Akzente gesetzt. Konkret hat hierbei eine
stärkere Ausrichtung auf eine umwelt-, natur- und tiergerechte Qualitätsproduktion stattgefunden
(BMVEL 2002). Der Bereich der Agrarumweltmaßnahmen im Kapitel ‚Markt- und
standortangepasste Landwirtschaft’ (MSL) wurde ergänzt.
Eine entscheidende Einschränkung für die Honorierung ökologischer Leistungen ist jedoch, dass
die GAK bisher nicht für ‚reine’ Naturschutzmaßnahmen genutzt wird. Eine Öffnung für stärker
naturschutzorientierte Maßnahmen wäre aus Sicht der Kofinanzierung von effektiven
Maßnahmen wünschenswert (vgl. SRU 2002b, SRU 2004), diese Möglichkeit unterliegt jedoch
aufgrund der ursprünglichen Zielsetzung der Gemeinschaftsaufgabe (Grundlage Art. 91a GG)
nach herrschender Rechtsauffassung gewissen Einschränkungen. Aktuell sind multifunktionale
Maßnahmen, die gleichermaßen der Förderung der Agrarstruktur und der Verfolgung
naturschutzbezogener Ziele dienen, nach herrschender Rechtsauffassung möglich (Rehbinder &
Schmihing 2004). Diese Einschränkung wird allerdings durch die überwiegende Meinung der
verfassungsrechtlichen Literatur relativiert. Demnach liegt nicht die vorrangige, sondern erst die
ausschließliche Verfolgung von Natur- und Umweltschutzzwecken (‚reine’
Naturschutzmaßnahmen) außerhalb des verfassungsrechtlichen Rahmens der GAK (Rehbinder &
Schmihing 2004). Trotz der rechtlich bestehenden Möglichkeit der Öffnung der GAK für
gezieltere Naturschutzmaßnahmen fehlt es aktuell am politischen Willen.
Folgende Agrarumweltmaßnahmenbereiche erfahren daher eine Förderung über die GAK 105 :
• Förderung extensiver Produktionsverfahren im Ackerbau oder bei Dauerkulturen,
• Förderung extensiver Grünlandnutzung,
• Förderung ökologischer Anbauverfahren,
• Förderung umwelt- und tiergerechter Haltungsverfahren.
105 GAK-Rahmenplan 2004

Aktuelle Anwendung im Rahmen der Agrarumwelt- und Artikel 16-Maßnahmen 167
Da den Ländern jeweils ein fester Betrag für das gesamte Paket der GAK-Maßnahmen zugeteilt
ist, nutzen Länder wie Baden-Württemberg oder Bayern die Kofinanzierung für
Agrarumweltmaßnahmen nicht, sondern setzen die Mittel im Bereich ‚Benachteiligte Gebiete’
oder ‚Flur’- und ‚Dorferneuerung’ ein. Andere Länder können auf die Kofinanzierung nicht
verzichten und sind damit daran gebunden, die Agrarumweltmaßnahmen ‚GAK-kompatibel’
auszugestalten.
7.1.4 Mittelfristige Weiterentwicklung der politischen Rahmenbedingungen
7.1.4.1 Mid-Term-Review-Reform
Am 26. Juni 2003 einigte sich der Ministerrat in Luxemburg im Rahmen der
Zwischenbegutachtung der Agenda 2000, dem so genannten Mid-Term-Review (MTR), auf eine
Neuausrichtung der Gemeinsamen Agrarpolitik (GAP) (vgl. COM 2003b), die bis zum Jahre
2013 Bestand haben soll (formelle Verabschiedung der Rechtstexte am 29. September 2003: VO
(EG) 1782/2003). Ziel der eingeleiteten Agrarreform der EU (MTR-Reform) war es, die WTO-
Kompatibilität der GAP zu verbessern, indem die Produktion der Landwirte stärker durch
marktwirtschaftliche Elemente bestimmt wird. Die Wettbewerbsfähigkeit der Agrarproduktion
soll verbessert und die Finanzierbarkeit der Gemeinsamen Agrarpolitik vor dem Hintergrund der
EU-Osterweiterung sichergestellt werden. Ferner soll den neuen gesellschaftlichen
Anforderungen in den Bereichen Lebensmittelsicherheit, Tier- und Umweltschutz Rechnung
getragen und damit die Legitimation der Agrarpolitik gefestigt werden.
Die Kernelemente der Beschlüsse des Ministerrates zur zukünftigen Agrarpolitik können im
Wesentlichen in die drei Bereiche Entkoppelung, cross compliance und Modulation
zusammengefasst werden. Ein Überblick über die wichtigsten Änderungen ist Tabelle A-4 im
Anhang zu entnehmen. Für die Agrarumweltmaßnahmen genauso wie für die Artikel 16-
Maßnahmen ist bei der Entkoppelung die Einführung von Grünlandprämien von großer
Bedeutung, da damit einige horizontale Grünlandextensivierungsmaßnahmen, die auf den
Grünlanderhalt abzielten (vgl. Kap. 7.2.1) sowie pauschale Grünlandprämien über Artikel 16
(vgl. Kap. 7.3.1) obsolet werden können (vgl. auch Kap. 7.3.2.2). Die Umsetzung der
VO (EG) 1782/2003 ist für bestimmte zu präzisierende Maßnahmen in Deutschland im Gesetz
zur Umsetzung der Reform der Gemeinsamen Agrarpolitik für den Bereich Entkoppelung
(Betriebsprämie) in Artikel 1, dem Betriebsprämiendurchführungsgesetz (BetrPrämDurchfG)
und für cross compliance im Artikel 2, dem Direktzahlungen-Verpflichtungengesetz
(DirektZahlVerpflG) geregelt.

168 Kapitel 7
7.1.4.2 Finanzielle Mittel für die Honorierung ökologischer Leistungen
Im Rahmen der nationalen Ausgestaltung der betriebsbezogenen Zahlungen (Entkoppelung)
können bis zu 10 % der einzelbetrieblichen Prämienrechte aus der ersten Säule gewährt werden,
um spezifische Formen der Landwirtschaft zu fördern, die für die Umwelt oder eine
Qualitätserzeugung und Vermarktung wichtig sind (Artikel 69 der VO (EG) 1782/2003).
Richtlinien für die förderfähigen Maßnahmen in diesem so genannten 10 %-Modell liegen
allerdings noch nicht vor (SRU 2004: 212). Prinzipiell eröffnet sich damit die Möglichkeit,
bestimmte ökologische Leistungen aus Geldern der ersten Säule zu finanzieren, wodurch eine
nationale Kofinanzierung entfällt.
Bis zum Jahre 2007 kommt es zur Schrittweisen Umschichtung von Mitteln der ersten Säule in
die zweite Säule der GAP (Modulation). Dadurch werden in allen Mitgliedstaaten zusammen in
Zukunft mehr Finanzmittel für die ländliche Entwicklung, den Umweltschutz, Tierschutz und
Verbraucherschutz im Rahmen der EU-Agrarpolitik zur Verfügung stehen. Die
Modulationsmittel werden im Jahre 2007 5 % der Direktzahlungen an die Betriebe (oberhalb
eines Freibetrages von 5.000 € pro Betrieb) betragen. In Deutschland wird ab 2005 die
fakultative Modulation durch die obligatorische ersetzt. Damit entfallen die im Rahmen der
fakultativen Modulation bestehenden Beschränkungen, die Mittel nur für neue Maßnahmen
anzuwenden. Dies verursachte beim Einsatz für Agrarumweltmaßnahmen vor allen Dingen dort
Schwierigkeiten, wo bereits eine große Bandbreite an Maßnahmen entwickelt wurde.
Die Aufteilung der Mittel auf die Mitgliedstaaten der EU erfolgt nach Kohäsionskriterien
(landwirtschaftliche Fläche, Beschäftigte in der Landwirtschaft sowie das relative Einkommens-
niveau). Jeder Mitgliedstaat erhält aber mindestens 80 % seiner Mittel zurück. Deutschland
erhält zusätzlich 10 % der gekürzten Mittel als Ausgleich für den Wegfall der
Roggenintervention. Nach Deutschland fließen daher in Zukunft 90 % der hier im Rahmen der
Modulation anfallenden Mittel wieder zurück. Tabelle 7 stellt die durch die Modulation
auftretenden Finanzströme für Deutschland dar. Zu beachten ist, dass die zurückfließenden
Mittel jeweils einer nationalen Kofinanzierung bedürfen und dies in Anbetracht der
Haushaltslage vieler Länder problematisch ist.
Förderlich für die Investition der umgeschichteten Mittel in Agrarumweltmaßnahmen dürfte die
Tatsache sein, dass der Kofinanzierungsanteil der EU von derzeit 50 % außerhalb von Ziel 1-
Gebieten auf 60 % und in Ziel 1-Gebieten von derzeit 75 % auf max. 85 % erhöht wird (vgl. zur
bisherigen Kofinanzierung Abbildung 30).

Aktuelle Anwendung im Rahmen der Agrarumwelt- und Artikel 16-Maßnahmen 169
Tabelle 7: Modulationsbedingte Verschiebung der EU-Beihilfen von der ersten in die zweite Säule in
Deutschland
Kürzungssatz je Kalenderjahr
Kürzungsvolumen der
Direktzahlungen
(erste Säule)
Jahr % Mio. € (geschätzt)
Rückfluss in die zweite Säule
(flankierende Maßnahmen)
nach Deutschland
darunter für
Roggengebiete
2005 3 117,3 106,5 10,6
2006 4 168,9 152,0 15,2
2007 5 211,1 190,0 19,0
Quelle: BMVEL 2004, Übersicht 33
7.1.4.3 Cross Compliance und Institutionenwandel
Im Zuge der cross compliance-Regelung werden Umweltstandards eine entscheidende Rolle
spielen. Künftig (beginnend ab 2005) wird mit der entkoppelten Direktzahlung die Einhaltung
von Mindestumweltauflagen verbunden sein. Die cross compliance-Regelung lässt sich in drei
Bereiche gliedern:
• Umsetzung von 18 einschlägigen EU-Regelungen (vgl. Tabelle A-3 im Anhang)
• Regeln zur Erhaltung landwirtschaftlicher Flächen in gutem landwirtschaftlichen und
ökologischen Zustand (national zu konkretisieren, Schwerpunkt Boden, vgl. BMVEL 2004)
• Umbruchverbot für Flächen, die im Jahr 2003 als Dauergrünland genutzt wurden.
Ziel der cross compliance-Regelung ist es, neben einer verbesserten Position im Rahmen der
WTO-Verhandlungen (vgl. Kap. 7.1.1), in erster Linie bestehendes (europäisches)
Ordnungsrecht mit Hilfe der Androhung von Sanktionen im Subventionsbereich besser
durchzusetzen, also den Vollzug zu verbessern. In Anbetracht der Probleme des Vollzuges von
Umweltordnungsrecht (vgl. im europäischen Maßstab z. B. Albin 1999, Lübbe-Wolff 1995, im
nationalen z. B. Lübbe-Wolff 1993, Graf 2002), scheint dies, ein zu befürwortender Ansatz zu
sein. „Die Androhung des Verlustes von Betriebsprämien ist – jedenfalls im Falle höherer
Prämien – ein starkes Motiv für die Einhaltung der Auflagen“ (SRU 2004: 215 f.).
Die Frage, die sich stellt, ist jedoch, wie die Anforderungen nach möglichst einheitlichen
Standards für alle EU-Staaten (vgl. BMVEL 2004) in der Praxis sinnvoll umzusetzen sind. Wie
bereits diskutiert, liegt das Umsetzungsdefizit von Ordnungsrecht unter anderem in der
fehlenden Operationalisierung/Standardisierung aufgrund der oftmals notwendigen

170 Kapitel 7
Einzelfallentscheidung (vgl. Kap. 6.1). Die Erarbeitung von sinnvollen Standards, bei denen die
positiven Umweltwirkungen stärker zu gewichten sind als der steigende Verwaltungsaufwand
und damit verbundene Transaktionskosten, stellt eine, unter den gegebenen Rahmenbedingungen
gerade für den Umweltbereich, riesige Herausforderung dar. Es bleibt kritisch zu beobachten, ob
die Befürchtung des SRU (2004: 216) sich bewahrheitet und cross compliance lediglich als neue
Legitimation für die Direktzahlungen der ersten Säule dient, ohne Umweltziele wirklich effizient
zu erreichen.
Prinzipiell stellen die notwendigen Standards die in Kapitel 6.3 diskutierten Indikatoren dar und
müssen idealer Weise die gleichen Anforderungen erfüllen (vgl. zu den Anforderungen im
Überblick Abbildung 20). Es ist abzuwarten, wie eine Operationalisierung der allgemeinen
Vorgaben (vgl. Tabelle A-3 im Anhang) im politischen Prozess der nächsten Jahre erfolgt. Zu
hohe Erwartungen sollten nicht gestellt werden, wenn man sich z. B. die sehr pragmatischen
Prüfkriterien der Guten fachlichen Praxis als Vergleich heranzieht. Diese Kriterien sollen u. a
dazu dienen, honorierungswürdige ökologische Leistungen von nicht honorierungswürdigen zu
trennen (vgl. VO (EG) 1257/1999). In der Praxis stellen sie aktuell jedoch Mindeststandards als
Voraussetzung für die Teilnahme an bestimmten Maßnahmen der ländlichen Entwicklung dar
und sind im diesem Sinne die aktuellen cross compliance-Maßnahmen z. B. für
Agrarumweltmaßnahmen oder Ausgleichszulagen für benachteiligte Gebiete (vgl. Kap. 7.2.2.2
und 7.3.2.2).
Cross compliance-Maßnahmen sind besonders vor dem Hintergrund der Auswirkungen auf die
Verteilung der Eigentumsrechte zu diskutieren und in diesem Zusammenhang entscheidend für
die Entwicklung von Instrumenten zur Honorierung ökologischer Leistungen. Aus
eigentumsrechtlicher Sicht ist zu unterscheiden, ob die cross compliance-Maßnahmen die
Direktzahlungen legitimieren sollen und sich damit als Honorierung etablieren werden oder
lediglich eine Sanktionierungsmöglichkeit für bestehendes Ordnungsrecht darstellen. Bei einer
Etablierung als ‚Honorierung’ wäre langfristig zu befürchten, dass bei fortschreitender
Liberalisierung der Agrarmärkte und dem Abbau der Direktzahlungen die cross compliance-
Maßnahmen (nach dem Abbau der Direktzahlungen) von den Landwirten nicht mehr
entschädigungslos akzeptiert werden. Dies ist vor allen Dingen vor dem Hintergrund der
Aushöhlung der Sozialpflichtigkeit (vgl. dazu Kap. 5.6.2) bedenklich, da die Eigentumsrechte
bzgl. der cross compliance-Maßnahmen in den meisten Fällen de jure bei der Gesellschaft liegen
(durch das Ordnungsrecht festgelegt). Unter diesen Voraussetzungen müssen nach dem
Verursacherprinzip die Landwirte die Kosten für die Einhaltung der Umweltauflagen tragen und
zwar ohne finanziellen Ausgleich.

Aktuelle Anwendung im Rahmen der Agrarumwelt- und Artikel 16-Maßnahmen 171
In gewissem Maße bekommt jedoch das Verständnis, dass cross compliance-Maßnahmen
honorierungswürdig sind, dadurch Auftrieb, dass in den aktuellen Regelungen sowohl
Eigentumsrechte an ökosystemaren Fähigkeiten als auch an individuellen Fähigkeiten der
Landwirte angesprochen sind (vgl. zu dieser Unterscheidung der Fähigkeiten Kap. 4.1). Es
werden einerseits cross compliance-Umweltregelungen aufgestellt, die einen Nutzungsverzicht
bzgl. ökosystemarer Fähigkeiten betreffen (z. B. Verbot von Grünlandumbruch), andererseits
jedoch auch das Nutzungsgebot und der damit verbundenen Pflicht zum Einsatz von
individuellen Fähigkeiten, wie die Auflagen zur Offenhaltung des Grünlandes. Unter Rückgriff
auf die Überlegungen zu Eigentumsrechten in Kapitel 5.1 wäre eine generelle Verpflichtung zur
Pflege des Grünlandes, zumindest ohne einen finanziellen Ausgleich, nicht vertretbar. Diese
Mischung bei der Ausgestaltung von cross compliance-Maßnahmen ist für eine klare Definition
von Eigentumsrechten schwierig. Hinzu kommt das taktische Verhandeln der EU im Rahmen der
WTO. Im Zusammenhang mit dem europäischen Konzept der multifunktionalen Landwirtschaft
sollen die cross compliance-Maßnahmen dazu beitragen, eine Rechtfertigung für die weitere
Aufrechterhaltung der Direktzahlungen zu liefern. Diese gezielte Argumentation nach ‚außen’
wird auch nach ‚innen’ wirken und das Verständnis der Landwirte forcieren, dass
Direktzahlungen als Honorierung (Ausgleich) für die ordnungsrechtlichen Standards dienen.
Tatsächlich zeigt sich, dass aktuell ein Institutionenwandel (Schaffung, Änderung und
Durchsetzung von Eigentumsrechten) im Bereich der Landwirtschaft und Umwelt stattfindet, der
sich durch komplexe internationale, europäische und nationale Rahmenbedingungen als äußerst
schwierig erweist und das Problem der Globalisierung für eben diesen Prozess verdeutlicht. Die
z. B. in Deutschland seit langem geführte Diskussion um die Situationsgebundenheit von
Eigentum, aber auch um die Regelungen zu ausgleichspflichtigen Inhalts- und Schranken-
bestimmungen des Eigentums oder um die Härteausgleichsregelungen spielt sich in gewisser
Weise nun auf dem internationalen Parkett im Rahmen der WTO-Verhandlungen ab. Der
deutsche (europäische) Landwirt in einem Naturschutzgebiet mit Bewirtschaftungs-
beschränkungen befindet sich eigentumsrechtlich in einer ähnlichen Situation gegenüber den
nationalen Landwirten außerhalb von Schutzgebieten wie der deutsche (europäische) Landwirte
im internationalen Vergleich gegenüber Landwirten in Ländern ohne Umweltstandards. Nach
deutscher Rechtsauffassung kann man von Sozialpflichtigkeit bzw. Ökologiepflichtigkeit
sprechen, solange diese Anforderungen nicht unverhältnismäßig hoch sind (vgl. zur
Eigentumsdogmatik im deutschen Recht Kap. 5.6.2). In Kapitel 7.2.2.2 wird die Problematik in
Deutschland anhand der Rechtsfigur Gute fachliche Praxis noch einmal diskutiert.

172 Kapitel 7
Cross compliance-Regelungen sind aus einem zweiten Grund besonders relevant. Denn
tatsächlich bestimmen sie auch die Grenze zu Agrarumweltmaßnahmen. Cross compliance- und
Agrarumweltmaßnahmen (AUM) verhalten sich „wie kommunizierende Röhren ... alles was
nicht über cross compliance vorgegeben wird, kann und muss ggf. als AUM angeboten werden
und umgekehrt“ (SRU 2004: 216).
Diese Betrachtungen zeigen, dass bei der Durchsetzung von Ordnungsrecht mit Hilfe von
ökonomischen Instrumenten besonderes Augenmerk darauf gelegt werden muss, dass damit
nicht dem Verursacherprinzip widersprochen wird, das heißt ökonomische Anreize konform mit
den zugeteilten Verfügungsrechten angewendet werden. Auch wenn z. B. zweigleisige
Argumentation im Rahmen der WTO-Verhandlungen kurzfristig politische Erfolge verspricht
und die Verhandlungsposition der EU bzgl. der Beibehaltung von Flächenprämien verbessert,
mittel- und langfristig können daraus enorme Probleme bzgl. der Durchsetzungsfähigkeit von
Ordnungsrecht entstehen und das wichtige Instrument der Honorierung ökologischer Leistungen
bekommt oder behält den ‚Beigeschmack’ einer Subvention.
Cross compliance-Maßnahmen sollten klar als Sanktionsmechanismus für bestehendes
Ordnungsrecht gesellschaftlich diskutiert werden. Dies bedarf bzgl. der Positionierung im Zuge
der WTO-Verhandlungen einer klaren Trennung zwischen Umweltstandards, die
ordnungsrechtlich fixiert sind, und der Honorierung für multifunktionale (inkl. ökologische)
Leistungen der Landwirtschaft. „Das Instrument ist aber nicht dazu geeignet, eine Vielzahl neuer
Umweltanforderungen für den Agrarsektor einzuführen und insgesamt umweltgerechte
Anbaumethoden zu fördern. Es sollte darauf geachtet werden, eine klare Trennlinie zwischen
obligatorischen, nicht förderfähigen Umweltanforderungen an die Landwirtschaft und
honorierten Umweltleistungen aufrechtzuerhalten“ (SRU 2004: 234).
Wenn sich die Entwicklung fortsetzt, dass Umweltordnungsrecht stärker mit positiven
ökonomischen Steuerungsmitteln wie Subventionen verknüpft wird, könnte dies nicht nur zu
dem beschriebenen Problem führen, dass Auflagen nur noch bei finanziellem Ausgleich
akzeptiert werden, sondern wird in Anbetracht der knappen Haushaltslagen auch die
Gesellschaft, vertreten durch die Legislative und Exekutive, möglicherweise davon abhalten,
sinnvolle und notwendige Regelungen bzgl. knapper ökologischer Güter zu schaffen und
durchzusetzen, da damit die Verpflichtungen zu Ausgleichszahlungen verbunden sein können.
Andererseits ist auch das ‚Sanktionsmodell’ (Kürzung von Subventionen bei Nichteinhaltung
von Ordnungsrecht) durchaus kritisch zu sehen, da dadurch die Auseinandersetzung im Zuge der
Aufstellung von Ordnungsrecht verschärft werden könnte.

Aktuelle Anwendung im Rahmen der Agrarumwelt- und Artikel 16-Maßnahmen 173
7.1.5 Zusammenfassung und Schlussfolgerungen
Die Entwicklung von praxistauglichen Instrumenten zur Honorierung ökologischer Leistungen
kann nur gewährleistet werden, wenn die politischen und ökonomischen Rahmenbedingungen
berücksichtigt werden. Dabei ist es wenig sinnvoll, jede aktuelle Vorgabe der EU oder nationaler
Fördervoraussetzungen im Rahmen der GAK als Restriktion anzunehmen. Genauso wenig
sinnvoll ist es jedoch, die Rahmenbedingungen auszublenden, sofern das Ziel ist, umsetzungs-
und flächenrelevante Ansätze zu entwickeln.
Im Folgenden werden wesentliche Rahmenbedingungen noch einmal zusammengefasst, an
denen sich mittelfristig die Ausgestaltung der Honorierung ökologischer Leistungen orientieren
sollte.
Die Anforderungen aus der WTO werden für die Zukunft vermutlich einen weiteren Abbau von
weitgehend voraussetzungslosen Direktzahlungen an die Landwirtschaft verlangen. Hinzu
kommen die hier nicht weiter diskutierten Rahmenbedingungen aufgrund der EU-
Osterweiterung, die in gleicher Richtung wirken.
Die Bedeutung der Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft wird im Hinblick
auf den Mitteleinsatz und den absoluten Anteil dieser Förderung am Gewinn der Betriebe künftig
steigen. Diese Entwicklung wird sich bei Zunahme der Marktliberalisierung weiter vollziehen.
An Stelle einer ungezielten Globalförderung nahezu aller landwirtschaftlich genutzten Flächen
über Direktzahlungen und Preisstützung wird eine gezielte, standortspezifische Förderung an
Bedeutung gewinnen. Auswirkungen, wie z. B. das Brachfallen auf marginalen Standorten,
müssen vor dem Hintergrund umweltpolitischer Ziele bewertet werden, um gegebenenfalls die
gezielte Nutzung bzw. Pflege zu honorieren (Gay et al. 2003, Breustedt 2003, Holm-Müller &
Witzke 2002, SRU 2004). Die finanzielle Bedeutung der Agrarumweltmaßnahmen für die
Landwirte wird im Durchschnitt der Betriebe im Vergleich zur eigentlichen landwirtschaftlichen
Produktion und im Vergleich zu den sonstigen Stützungen mittelfristig weiterhin eher eine
untergeordnete Rolle spielen, für bestimmte Landwirte jedoch hohe Bedeutung haben.
Die Diskussion um cross compliance-Regelungen zeigt, wie schwierig es sich in der Praxis
gestaltet, Honorierungsinstrumente von Subventionen zu trennen und wie wichtig daher die klare
Definition von Zielen ist, um ein transparentes und stringentes Instrument zur Honorierung
ökologischer Leistungen aufzubauen, das dem internationalen Druck der Marktliberalisierung
auch längerfristig standhalten kann.

174 Kapitel 7
Das Prinzip der Subsidiarität und die Verantwortung für die Ausgestaltung und Umsetzung der
Agrarumweltmaßnahmen auf der angemessenen räumlichen Ebene wird es weiter ermöglichen,
auf standortspezifische Gegebenheiten relativ flexibel einzugehen. Die Vielfalt der Programme
und Maßnahmen (vgl. Tabelle 6) wird sich unter dem Druck der stärkeren Zielausrichtung eher
noch erhöhen.
7.2 Aktuelle Agrarumweltmaßnahmen am Beispiel der deutschen
Agrarumweltprogramme nach VO (EG) 1257/1999
7.2.1 Überblick über aktuellen Anwendungsumfang
Auf schätzungsweise 5 der 17 Mio. ha landwirtschaftlicher Fläche wenden landwirtschaftliche
Betriebe in Deutschland Agrarumweltmaßnahmen an. Im Jahr 2002 wurden
Agrarumweltmaßnahmen in Deutschland von rund 310 000 antragstellenden Landwirten in
einem Umfang von rund 689 Mio. € gefördert. Damit konnten die Maßnahmen im Vergleich
zum Stand von 2000 weiter ausgebaut werden, als zwar 400 000 Anträge gestellt wurden, jedoch
nur ein Fördervolumen von rund 538 Mio. € investiert wurde. Die Mittel entstammen je nach
Maßnahme aus den Haushalten von EU, Bund und Ländern (BMVEL 2004).
Seit Einführung der Agrarumweltmaßnahmen im Jahre 1993 wurden die Flächen bis 1997
ständig ausgeweitet und waren dann leicht rückläufig. Trotz eines Systemwechsels im
Monitoring seit 2001 deutet sich an, dass die in Agrarumweltmaßnahmen einbezogene Fläche
inzwischen wieder deutlich zunimmt (BMVEL 2004).
Der Anwendungsumfang von Agrarumweltprogrammen ist in den 16 Bundesländern sehr
unterschiedlich. Abbildung 31 zeigt die großen Unterschiede auf der Grundlage der
durchschnittlich geplanten Finanzmittel pro Hektar landwirtschaftlicher Fläche (LF) in den
Bundesländern. Neben den Agrarumweltmaßnahmen (AUM) sind die Ausgleichszahlungen in
Natura 2000-Gebieten nach Artikel 16 sowie Projektmittel nach Artikel 33 (z. B. für die Anlage
von Hecken) dargestellt.

Aktuelle Anwendung im Rahmen der Agrarumwelt- und Artikel 16-Maßnahmen 175
€/ha LF
120
100
80
60
40
20
0
SH NI NW HE RP BW BY SL BB MV SN ST TH D
Abbildung 31: Geplante jährliche Finanzmittel für die Honorierung ökologischer Leistungen der
Landwirtschaft in den Bundesländern im Planungszeitraum 2004-2006 (eigene Darstellung, Datenquelle:
Osterburg & Stratmann 2002)
Es werden z. B. für Agrarumweltmaßnahmen in Bayern (BY), bezogen auf die gesamte LF,
104 € pro Hektar LF eingeplant, während in Mecklenburg-Vorpommern (MV) im
Landesdurchschnitt lediglich 17 € zur Verfügung stehen. Im bundesdeutschen Durchschnitt (D)
ergibt sich daraus, dass pro Hektar LF 44 € für Agrarumweltmaßnahmen nach
VO (EG) 1257/1999 eingeplant werden (Abbildung 31). Die Ungleichverteilung der eingesetzten
Finanzmittel ist nicht durch unterschiedliche Bedarfe, sondern ausschließlich durch die
unterschiedlichen Haushaltslagen in den einzelnen Bundesländern zu erklären (SRU 2004: 254).
Die größte Bedeutung bzgl. des Anwendungsumfangs haben die so genannten horizontalen
Extensivierungsmaßnahmen, wie der Ökologische Landbau und die Förderung der extensiven
Grünlandnutzung (vgl. Abbildung 32).
AUM gesamt (Art. 22 VO (EG) 1257/1999)
naturschutzorientierte AUM (Art. 22 VO (EG) 1257/1999)
Art. 16-Maßnahmen (VO (EG) 1257/1999)
Naturschutzprojekte (Art. 33 VO (EG) 1257/1999)

176 Kapitel 7
Maßnahmengruppe 1994 1998 1999
Wiesen- und Weideflächen 999 969 1 967 805 1 925 563 = ca. 40 % GL
Ackerflächen 521 685 1 387 408 1 423 216 = ca. 12 % AL
Dauerkulturen und Wein 48 293 57 356 59 440
Ökologische Anbauverfahren 69 257 360 363 392 296 = ca. 3,2 % LF
Besonders naturschutzwürdige Flächen 13 018 81 670 75 024
Langfristige Flächenstilllegung (20 Jahre) 203 1 942 2 631
Pflege aufgegebener Flächen 1 543 2 421 2 126
Traditionelle Landbewirtschaftungsformen 23 351 31 107 28 284
Umweltbezogene Grundförderung 2 849 789 1 096 370 836 811
Insgesamt 4 527 108 4 986 442 4 745 391
Abbildung 32: Entwicklung der Agrarumweltmaßnahmen nach VO 2078/1992 von 1994-1999
(eigene Darstellung, Datenquelle: BMVEL 2002)
Horizontale Agrarumweltmaßnahmen werden ohne Gebietskulisse angeboten, der Mittelabfluss
ist entsprechend hoch. Stärker auf Naturschutzziele orientierte Maßnahmen sind
Programmbestandteil aller Bundesländer außer Berlin. Derartige Maßnahmen unterliegen
meistens einer Gebietskulisse (aktuelle Zusammenstellung der Agrarumweltmaßnahmen der
Länder vgl. Hartmann et al. 2003). In Abbildung 32 wird die Entwicklung der
Agrarumweltmaßnahmen dargestellt und der Unterschied im Anwendungsumfang zwischen den
in der Breite angewendeten horizontalen Maßnahmen und den gezielten Naturschutzmaßnahmen
besonders hervorgehoben. Es wird deutlich, dass 1999 insgesamt zwar ein relativ großer Anteil
der LF mit Agrarumweltmaßnahmen belegt war (40 % des Grünlandes, 12 % des Ackerlandes),
jedoch die gezielten Agrarumweltmaßnahmen auf lediglich 2,3 % der Vertragsfläche relevant
sind (vgl. weiterführende Betrachtungen im Kap. 7.2.2.4).
An dieser grundsätzlichen Situation hat sich auch nach Einführung der neuen Programme nach
VO (EG) 1257/1999 nichts entscheidend geändert, wie anhand der geplanten Mittel für den
anstehenden Zeitraum 2004-2006 aus Abbildung 31 hervorgeht (vgl. Osterburg & Stratmann
2002).
Fläche (ha) unter Agrarumweltmaßnahmen in Deutschland
Gezielt naturschutzorientierte Maßnahmen 1999 gesamt:
10.8065 ha = 2,3 % der gesamten Förderflächen

Aktuelle Anwendung im Rahmen der Agrarumwelt- und Artikel 16-Maßnahmen 177
7.2.2 Analyse der aktuellen Agrarumweltmaßnahmen
Im folgenden Kapitel werden die bestehenden Agrarumweltmaßnahmen systematisiert. Kriterien
dieser Systematisierung sind Betrachtungen zur Verteilung der Eigentumsrechte (Kap. 7.2.2.2),
zur Ermittlung des Preises für die Honorierung (Kap. 7.2.2.3), zum Zielbezug (Kap. 7.2.2.4),
zum Prozess der Entwicklung (Kap. 7.3.2.5) sowie zur Indikatorenart (Kap. 7.2.2.6).
7.2.2.1 Ansatz und Methode
Mit der Systematisierung werden die theoretischen Überlegungen zum Instrument der
Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft (Kap. 4 bis 6) auf die aktuellen
Honorierungsinstrumente angewendet. Eine Klassifizierung in Typen mit geschlossenen
Merkmalsklassen ist dabei nicht möglich. Wie fast immer bei komplexeren Sachverhalten sind
die Übergänge graduell. Von daher werden jeweils die beiden gegensätzlich besprochenen
Kategorien als die beiden Enden einer Achse definiert und es erfolgt eine Verortung der
aktuellen Agrarumweltmaßnahmen auf dieser Achse.
Mit Hilfe der Kriterien und vorhandener Literatur erfolgt eine kritische Diskussion der aktuellen
Agrarumweltmaßnahmen. Datengrundlage bilden die aktuellen Rechtsgrundlagen sowie die
Planungsdokumente zu den Agrarumweltprogrammen der 16 Bundesländer. Darüber hinaus wird
die Analyse durch Daten, die im Rahmen der Halbzeitbewertung des Brandenburger
Agrarumweltprogramms ‚KULAP’ erhoben wurden, untermauert. Eine Befragung von 140
KULAP-Teilnehmern im Rahmen der Halbzeitbewertung (Matzdorf et al. 2003) wurde dazu
genutzt, Landwirte bzgl. ihrer Bereitschaft zur aktiven Teilnahme an der Entwicklung von
Agrarumweltmaßnahmen sowie zu ihrer Bereitschaft bzgl. ergebnisorientierter
Honorierungsansätze zu befragen. Die Ergebnisse dieser Befragung ergänzen die Analyse.
7.2.2.2 Zahlungstyp – Honorierung oder Subvention
Vom konzeptionellen Ansatz kann eine Zuordnung der Agrarumweltmaßnahmen zu den
Honorierungsinstrumenten erfolgen (vgl. Kap. 5.6.2.2, Abbildung 15), das heißt, die Landwirte
erhalten eine Zahlung für den Einsatz individueller Fähigkeiten oder den Verzicht auf ihnen
zugeteilte ökosystemare Fähigkeiten (vgl. zur Unterscheidung individueller und ökosystemarer
Fähigkeiten Kap. 4.1). In der Praxis ist es allerdings weniger eindeutig, ob es sich tatsächlich um
eine Honorierung ökologischer Leistungen handelt oder doch um eine Subvention. Der Grund
dafür liegt in den in vielen Fällen nicht eindeutig verteilten Eigentumsrechten ex ante.

178 Kapitel 7
Tatsächlich werden die Eigentumsrechte in vielen Fällen gerade erst mit der Entwicklung von
Agrarumweltmaßnahmen verteilt. Diese Tatsache wird im Folgenden diskutiert.
Von Subvention wird gesprochen, wenn die Eigentumsrechte, die zur Produktion des
ökologischen Gutes notwendig sind, de jure bei der Gesellschaft liegen. Mit einer Subvention im
hier diskutierten Zusammenhang wird der Landwirt dafür honoriert, dass er seiner
Sozialpflichtigkeit nachkommt (vgl. Abbildung 15 und Erläuterungen in Kap. 5.6.2.2).
In der relevanten Europäischen Verordnung für die aktuellen Agrarumweltmaßnahmen, in der
VO (EG) 1257/1999, gilt als Voraussetzung für die Honorierung, dass die Zahlungen nur für
Leistungen erfolgen dürfen, die „über die gute landwirtschaftliche Praxis im üblichen Sinne
hinausgehen“. Gute landwirtschaftliche Praxis 106 im üblichen Sinne ist laut Durchführungs-
verordnung (VO (EG) 445/2002) „der gewöhnliche Standard der Bewirtschaftung, die ein
verantwortungsbewusster Landwirt in der betreffenden Region anwenden würde“. Aus
eigentumsrechtlicher Sicht muss die Gute landwirtschaftliche Praxis die Eigentumsrechte klar
verteilen.
Folgende Probleme treten bei der Abgrenzung der Honorierungswürdigkeit mit Hilfe der
Rechtsfigur Gute fachliche Praxis auf:
Mit der Guten fachlichen Praxis sind selbst innerhalb der Verordnung zwei verschiedene
Funktionen verbunden. Erstens definiert sie die Grenzen für die Honorierungswürdigkeit und
zweitens definiert sie Mindeststandards als Voraussetzung von Zahlungen (vgl. Ausführungen
zur Guten fachlichen Praxis in Anlage A-1 im Anhang). Sie stellt in diesem Sinne die cross
compliance-Regelungen für Agrarumweltmaßnahmen dar (vgl. cross compliance-Regelungen in
Kap. 7.1.4.3). Dieser Doppelfunktion kann der unbestimmte Rechtsbegriff ‚Gute fachliche
Praxis’ kaum gerecht werden.
Abgrenzung der Honorierungswürdigkeit
Die Formulierung ‚über die Gute fachliche Praxis hinaus’ suggeriert ein falsches Bild der
überwiegend vorhandenen Eigentumsrechtslage. Demnach müsste zum Zeitpunkt der
Entwicklung von Agrarumweltmaßnahmen ein zweigeteilter klar begrenzter ‚Eigentumrechts-
raum’ vorliegen. Die Eigentumsrechte sind in diesem Verständnis bereits vollkommen
106 ‚Gute landwirtschaftliche Praxis’ und ‚Gute fachliche Praxis’ werden synonym verwendet.

Aktuelle Anwendung im Rahmen der Agrarumwelt- und Artikel 16-Maßnahmen 179
geschaffen. Es existiert ein ‚Eigentumsrechtsraum’ des Gemeineigentums, definiert durch die
Gute fachliche Praxis und ein ‚Eigentumsrechtsraum’ des Privateigentums, definiert als Rest
‚oberhalb’. Die Visualisierung würde einem Bündel an Eigentumsrechten entsprechen, wobei für
jeden ‚Strang’ (operationalisiert durch Indikatoren, vgl. Kap. 6.3.3) der Anteil an
Sozialpflichtigkeit – also die Gute fachliche Praxis – definiert ist. Tatsächlich gibt es derart
definierte Eigentumsrechte und zwar jeweils dort, wo ordnungsrechtliche Standards festgesetzt
wurden, deren Inhalt auch für Agrarumweltmaßnahmen relevant sein kann. Ein Beispiel dafür im
deutschen Recht sind die in der Düngeverordnung (DüngeVO) 107 enthaltenen Standards, die die
Vorschriften des Düngemittelgesetzes DüngeMG operationalisieren. So sind hier eindeutige
Standards für die maximal einzusetzenden Stickstoffmengen pro Hektar definiert. Diese liegen
für Ackerland bei 170 kg/ha und Jahr und bei Grünland bei 210 kg/ha und Jahr 108 . Wenn für die
Produktion von ökologischen Gütern, z. B. bestimmte artenreiche mesophile Grünlandgesell-
schaften, eine Düngerreduzierung notwendig ist, stellt die Produktion dieser
Grünlandgesellschaft eine honorierungswürdige ökologische Leistung dar. Die Eigentumsrechte
sind bzgl. des durchschnittlichen Umfangs an Stickstoffdünger mit Hilfe des Indikators kg
N/ha/Jahr und den ‚Grenzwerten’ eindeutig normiert (vgl. dazu Anforderung der Normierbarkeit
an Indikatoren in Kap. 6.3.4.4).
In praxi existiert für die meisten relevanten Bereiche keine derartige Eigentumsrechtslage und
zwar aus zwei Gründen. Zum einen werden Honorierungsinstrumente dort eingesetzt, wo aktuell
Knappheiten auftreten, der Handlungsbedarf also erst aktuell entstanden ist. Zum anderen erfolgt
gerade im Umweltbereich eine ‚Schaffung’ von Gemeineigentum über Ordnungsrecht mit Hilfe
von unbestimmten Rechtsbegriffen, wie bereits diskutiert (vgl. Kap. 6.1). Die unbestimmten
Rechtsbegriffe können aus eigentumsrechtlicher Sicht nicht nur ein Mittel sein, um einer
Einzelfallgerechtigkeit Genüge zu tun, sondern vielmehr als ein Mittel angesehen werden, um in
Zeiten des institutionellen Wandels (z. B. aufgrund von sich ändernden Knappheiten,
Gerechtigkeitsvorstellungen, wissenschaftlichen Erkenntnissen) handlungsfähig zu sein und zu
bleiben. In diesem Verständnis sind mit unbestimmten Rechtsbegriffen noch keine
durchsetzungsfähigen Eigentumsrechte geschaffen, sondern der Rechtsrahmen für die
Einzelfallentscheidung vorgegeben. Die Schaffung und Durchsetzung von Eigentumsrechten
erfolgt im Zuge der Einzelfallentscheidung durch die Verwaltung und ist im ordnungsrechtlichen
Bereich gerichtlich überprüfbar.
107 Düngeverordnung vom 26. Januar 1996, BGBl 1996, S. 118.
108 kg N pro Hektar und Jahr ist der Indikator, 170 kg N pro Hektar und Jahr ist der Standard.

180 Kapitel 7
Im Prinzip stellt die Entwicklung von Agrarumweltmaßnahmen ein Bündel an Einzelfällen dar.
Einzelfall bedeutet, dass, jeweils ausgehend von knappen ökologischen Gütern, die relevanten
ökosystemaren Fähigkeiten, die zur Produktion dieser Güter notwendig sind, zu identifizieren
und zu operationalisieren (Indikatorenentwicklung) sind. Auf der Grundlage relevanter
ordnungsrechtlicher Vorgaben (zum Teil mit Hilfe unbestimmter Rechtsbegriffe definiert) sind
danach bereits bestehende Gemeinschaftsrechte an den relevanten ökosystemaren Fähigkeiten zu
normieren. Ein derartiges Vorgehen ist jeweils in den Fällen angesagt, in denen die
ordnungsrechtlichen Auflagen auf dieselben Knappheiten abzielen wie die möglichen
Agrarumweltmaßnahmen. In den anderen Fällen erfolgt im Zuge der Instrumentierung der
Honorierung ökologischer Leistungen die Schaffung und Durchsetzung von Eigentumsrechten.
Das Resultat dieses Prozesses würde dann erst der Strang an klar definierten Eigentumsrechten
sein, der nach dem obigen Verständnis bereits ex ante vorliegt. „Die theoretischen Grundlagen
(Coase) für Kompensationen 109 , die einen institutionellen Wandel ankündigen, sind zu erweitern.
Es ist nicht so, dass die Nutzungs- und Eigentumsrechte bereits geregelt sein müssen, damit
Kompensationen gesprochen werden können, sondern mit neuen Kompensationen werden die
Nutzungs- und Verfügungsrechte implizit neu definiert, d. h. über die Einführung der
Kompensation können Rechtstitel neu verteilt werden. ... Institutionenökonomisch können darum
Kompensationen als Gradmesser für den institutionellen Wandel verstanden werden“ (Kissling-
Näf 2000: 19).
Wenn jedoch geschlussfolgert wird, dass mit der Honorierung die Zuteilung von
Eigentumsrechten verbunden ist, muss der Prozess der Institutionenbildung dem damit
verbundenen Anspruch an demokratischer Legitimation gerecht werden. Eine Abgrenzung von
Subvention und Honorierung ist ansonsten, gerade unter den teilweise offen definierten
Eigentumsverhältnissen, nicht möglich.
Vor allem in diesem Punkt zeigen sich aktuell große Schwächen. Den Ansprüchen an
Institutionenbildung wird der Prozess der Aufstellung von Agrarumweltprogrammen nicht
gerecht. Vielmehr handelt es sich um eine fast ausschließlich behördeninterne Festlegung, die
wesentlich von Einzelpersonen in den zuständigen Fachbehörden bestimmt wird. Es gibt zwar in
gewisser Weise Beteiligungsverfahren (vgl. die aktuellen Berichte zur Halbzeitbewertung der
EPLR), jedoch kein formalisiertes Beteiligungsverfahren, das eine juristische Überprüfbarkeit
109 Im Beitrag wird „etwas salopp formuliert“, dass mit Kompensationen „für etwas eine Entschädigung gezahlt
wird, was nicht mehr so ist, wie es war oder so bleiben soll wie es ist“ (Kissling-Näf 2000: 2 f.). Unter
Kompensationen werden hier also alle positiven ökonomischen Anreize subsummiert.

Aktuelle Anwendung im Rahmen der Agrarumwelt- und Artikel 16-Maßnahmen 181
beinhalten würde, wie es z. B. im deutschen Bauplanungsrecht geregelt ist. Tatsächlich scheint
hier der größte Handlungsbedarf zu liegen. Wenn die Entwicklung von Instrumenten zur
Honorierung ökologischer Leistungen als Zuteilung von Eigentumsrechten verstanden wird,
muss dieser Prozess auch den dafür notwendigen demokratischen Legitimationsprozess
durchlaufen.
Aktuell wird dieser Prozess der Institutionenbildung im Rahmen der Instrumentierung
vollkommen unterbewertet. Es erfolgt weder eine systematische Berücksichtigung und
Normierung der relevanten Rechtsvorschriften für den Einzelfall noch ein für diese
Anforderungen legitimierter Prozess. Tatsächlich kann dies unter den gegebenen
Rahmenbedingungen auch kaum bewältigt werden, und einer klassischen Einzelfallprüfung sind
unter Berücksichtigung der Transaktionskosten Grenzen gesetzt. Zu hohe Anforderungen
würden dazu führen, dass in vielen Fällen ein Austausch von Eigentumsrechten aufgrund der
beträchtlichen Transaktionskosten nicht stattfinden würde. Nicht zuletzt dürfte unter
Berücksichtigung der Erkenntnisse der Politischen Ökonomie klar sein, dass Situationen, in
denen es direkt um die Schaffung von Voraussetzungen für mögliche Zuwendungen geht, relativ
ungeeignet sind, Standards des Gemeineigentums zu normieren, die dann den Zugang zu
Zahlungen versperren.
So ist es nicht verwunderlich, dass in den Entwicklungsplänen für den ländlichen Raum (EPLR)
und den dort enthaltenen Agrarumweltprogrammen der Bundesländer keine ‚situationsbedingte’
Normierung von ordnungsrechtlichen Vorgaben zur Guten fachlichen Praxis vorgenommen
wurde. Zweckmäßig wäre dies z. B. bei § 17 BBodSchG (vgl. Ausführungen zur Guten
fachlichen Praxis im Anhang, Anlage A-1). Die Zielsetzung dieses Paragraphen ist identisch mit
vielen Agrarumweltmaßnahmen (Linderung der gleichen Knappheiten). Hier wäre also im
Einzelfall zu prüfen, wieweit die Sozialpflichtigkeit laut § 17 BBodSchG reicht. Tatsächlich
erfolgte dies in keinem EPLR. Dies ist auch künftig unter den gegebenen Rahmenbedingungen
nicht zu erwarten.

182 Kapitel 7
Gute fachliche Praxis als Mindeststandard (cross compliance-Regelungen)
Zusätzlich erschwerend wirkt, dass die Gute fachliche Praxis neben der Grenze der
Honorierungswürdigkeit auch noch Mindestanforderungen darstellt, die die Landwirte erfüllen
müssen, um überhaupt an Agrarumweltmaßnahmen teilnehmen und in den Genuss von
Ausgleichszulagen für benachteiligte Gebiete kommen zu können (vgl. Anlage A-1 im Anhang).
Sie stellen also die cross compliance-Regelungen für diese Maßnahmen dar (vgl. Kap. 7.1.4.3).
Als derartige Maßnahmen werden noch einmal besonders hohe Anforderungen an die
Formulierbarkeit (vgl. Kap. 6.3.4.5), die praktische Erhebbarkeit und Überprüfbarkeit gestellt
(vgl. Kap. 6.3.4.6).
Die EU verlangt von den Mitgliedsländern im Rahmen der Pläne zur Entwicklung des ländlichen
Raums (EPLR) eine nähere Bestimmung der Guten landwirtschaftliche Praxis und insbesondere
eine Umformung in überprüfbare Standards (Art. 29 der VO (EG) 445/2002). Materieller
Mindestgehalt dieser Standards ist gemäß Artikel 29 der VO (EG) 445/2002 die Einhaltung von
verpflichtenden allgemeinen Umweltauflagen. Wie bei der Prüfung der Einhaltung der
Fördervoraussetzungen für die Agrarumweltmaßnahmen selbst, müssen die Kriterien der Guten
fachlichen Praxis im Sinne der Mindeststandards bei 5 % der Teilnehmer im Rahmen einer Vor-
Ort-Kontrolle überprüft werden (vgl. Anlage A-2 im Anhang).
Es ist illusorisch, zu erwarten, dass die Exekutive beim Aufstellen der Pläne zur ländlichen
Entwicklung eine Standardisierung vollbringt, die zuvor im Rahmen des
Gesetzgebungsverfahrens und der Auflegung von Durchführungsverordnungen nicht
stattgefunden hat, zumal hierbei eine routinemäßige Überprüfung finanzierbar sein muss.
Die EPLR werden auf Landesebene aufgelegt. Prinzipiell wäre es möglich, die Standards z. B.
räumlich differenziert festzulegen, um die räumliche Äquivalenz (vgl. Kap. 6.3.4.1) zu
ermöglichen. Auf der einen Seite kann das Argument der Transaktionskosten einer derart
regionalisierten Standardisierung entgegenstehen. Aktuell entscheidend ist jedoch, dass regional
differenzierte Standards im politischen Raum nicht durchsetzbar sind. Vielmehr wird politisch
eine Gleichbehandlung der Landwirte bei den Anforderungen der Guten fachlichen Praxis
angestrebt. Dieser Widerspruch, die zu berücksichtigende Standortabhängigkeit im Zuge der
Entwicklung und Normierung der Indikatoren auf der einen Seite und die verteilungspolitischen
Überlegungen der ‚Gleichbehandlung der Landwirte’ auf der anderen Seite, ist nicht
befriedigend auflösbar. Der Aspekt der ‚Gleichbehandlung’ muss auch vor dem Hintergrund
gesehen werden, dass bisher Landwirte, die ‚nur’ Direktzahlungen erhalten, keinerlei Standards

Aktuelle Anwendung im Rahmen der Agrarumwelt- und Artikel 16-Maßnahmen 183
als Voraussetzung einhalten müssen. Damit werden von Landwirten in benachteiligten Gebieten
bzw. denen, die bereit sind, Agrarumweltmaßnahmen anzuwenden, höhere Kontrollauflagen
gegenüber der breiten Masse an Landwirten abverlangt. Unter diesen Bedingungen nun noch
besonders hohe Hürden aufzubauen, dürft wenig zielführend sein. Hinzu kommt, dass gemäß
Artikel 19 der Durchführungsverordnung (VO (EG) 445/2002) die Einhaltung der Guten
fachlichen Praxis im gesamten Betrieb eine Voraussetzung für die Zahlung von Beihilfen für
Agrarumweltmaßnahmen auf einer Teilfläche ist. Diese Voraussetzung verdeutlicht, dass die
Indikatoren, die für die Standardisierung des Begriffs der Guten fachlichen Praxis genutzt
werden, sich auf den Gesamtbetrieb beziehen müssen.
Diese Rahmenbedingungen führten in Deutschland dazu, dass sich die Länderarbeitsgemein-
schaft auf eine deutschlandweit einheitliche indikatorische Überprüfung der Guten fachlichen
Praxis als Fördervoraussetzung für Agrarumweltmaßnahmen und Ausgleichszulagen geeinigt hat
und darüber hinaus auf bestehendes Ordnungsrecht und deren Sanktion verweist (Ausführungen
zur Guten fachlichen Praxis in Anlage A-1 im Anhang).
Mit Hilfe derartiger Standards mag es möglich sein, Ordnungsrecht besser zu vollziehen, da ein
zusätzlicher finanzieller Anreiz besteht. Hilfreich für die Abgrenzung der Honorierungswürdig-
keit sind diese Standards nicht, obwohl dies durch die Mehrfachfunktion des Begriffs Gute
fachliche Praxis suggeriert wird.
Schlussfolgerung
Die Diskussion zur Guten fachlichen Praxis zeigt, wie schwierig eine Einordnung der
Agrarumweltmaßnahmen bzgl. der Aussage ‚Honorierung’ oder ‚Subvention’ in der Praxis ist.
Dem komplexen Prozess der Schaffung und Durchsetzung von Eigentumsrechten kann nur mit
einem möglichst hohen Maß an Transparenz im Zuge der Institutionenbildung und geeigneten
demokratischen Strukturen begegnet werden. Die aktuelle Vorgehensweise (vgl. Ausführungen
in den Planungsdokumenten und den Berichten zur Halbzeitbewertung der EPLR) zeigt hier
hohen Handlungsbedarf auf. Vor diesem Hintergrund werden die Agrarumweltmaßnahmen auf
einer Achse von Subvention auf der einen Seite und Honorierung auf der anderen Seite zwar
eher der Honorierung zugeordnet, jedoch kann keine eindeutige Zuordnung erfolgen (vgl.
Abbildung 33).

184 Kapitel 7
Subvention
Abbildung 33: Typisierung der aktuellen Agrarumweltmaßnahmen (AUM) als Subvention oder Honorierung
auf der Grundlage der Verteilung der Eigentumsrechte (Subvention = Eigentumsrechte nicht beim
Leistungserbringer; Honorierung = Eigentumsrechte beim Leistungserbringer)
7.2.2.3 Preistyp – Kosten oder Nutzen
Die Preise für ökologische Leistungen werden bisher durch die Nachfrager nach ökologischen
Gütern bestimmt 110 . Die Vorgaben zur Preisermittlung für Agrarumweltmaßnahmen im Rahmen
der VO (EG) 1257/1999 sind relativ eindeutig. Die Ermittlung hat auf der Grundlage der Kosten
zu erfolgen, die bei der Produktion entstehen. Dabei ist ein Spielraum von 20 % Anreiz erlaubt.
Bedeutsam für die Ermittlung des Preises ist darüber hinaus, dass keine investiven Maßnahmen
in die Kostenkalkulation mit einberechnet werden dürfen. Mit der Orientierung an den Kosten
soll ausgeschlossen werden, dass Landwirte eine Rente im Zusammenhang mit der Honorierung
dieser Leistungen erzielen (vgl. rechtliche Grundlagen Kap. 7.1.2.2). Auch diese Vorgaben sind
wiederum im Zusammenhang mit internationalen Verhandlungen im Rahmen der WTO zu sehen
(Vorgaben für die ‚green box-Maßnahmen’ vgl. Kap. 7.1.1).
Honorierung
Diese Vorgaben zu Gunsten einer Orientierung an den Kosten können wenig zu einer
innovativen Weiterentwicklung der Maßnahmen beitragen, da so einer Auseinandersetzung mit
dem tatsächlichen Nutzen der Maßnahmen kein Vorschub geleistet wird. Der Nutzen, also das
Ziel der Maßnahmen, kann ausgeblendet werden. Die Handhabung der Kalkulation führt
außerdem zu einer standortabhängigen Attraktivität der Maßnahmen, die nicht in jedem Fall die
Effektivität der Maßnahmen erhöht. So werden für ein ganzes Bundesland, für den gesamten
Geltungsbereich des Agrarumweltprogramms, durchschnittliche Prämien auf der Grundlage der
110 Der Staat als Stellvertreter der gesellschaftlichen Nachfrager bestimmt den Preis. Eine Diskussion über die
Möglichkeit von Angebotspreisen soll an dieser Stelle nicht geführt werden. Die prinzipielle Möglichkeit, aber auch
die damit verbundenen Schwierigkeiten bzgl. von Angebotspreisen werden z. B. für Bieterverfahren in Latacz-
Lohmann & Hamsvoort (1997) und Holm-Müller et al. (2002) diskutiert.
AUM

Aktuelle Anwendung im Rahmen der Agrarumwelt- und Artikel 16-Maßnahmen 185
entstehenden Kosten ermittelt. Bei Extensivierungsmaßnahmen, bei denen mit den Agrarumwelt-
maßnahmen in jedem Fall Einkommensverluste verbunden sind, sind diese natürlich in hohem
Maße standortabhängig. Gerade auf produktiven Standorten sind umweltentlastende Maßnahmen
oft wenig attraktiv. Dies bestätigen Untersuchungen zur Akzeptanz von
Agrarumweltmaßnahmen z. B. Schramek et al. (1999a), Schramek et al. (1999b), COM (1998),.
Osterburg et al. (1997), Zeddies & Doluschitz (1996).
Trotz der Orientierung an den Kosten ist jedoch ein relativ breiter Spielraum für die Verwaltung
gegeben, der auch von der EU-Kommission akzeptiert wird. Ein Blick auf ausgewählte
Agrarumweltmaßnahmen zweier benachbarter Bundesländer, Brandenburg und Sachsen, zeigt in
Tabelle 8, wie sehr die ermittelten und durch die Kommission genehmigten Prämien für ähnliche
Agrarumweltmaßnahmen voneinander abweichen können.
Tabelle 8: Prämienhöhe für ausgewählte Agrarumweltmaßnahmen (2002) in Brandenburg und Sachsen
Agrarumweltmaßnahmen
Ökologischer Landbau
Ackerland/Grünland
Prämienhöhe in €/ha und Jahr
Brandenburg Sachsen
150/130 230/244
Extensive Grünlandnutzung 130 153
Beweidung Trockenrasen/Heiden
(Schafhutung)
Umwandlung Ackerland in
Grünland
105 410
255 360-450
Die Abweichungen betragen bis zu 400 %. Der Preis für die Leistung ist selbstverständlich eines
der entscheidenden Kriterien für die Teilnahme der Landwirte an Agrarumweltmaßnahmen (vgl.
Tabelle A-2 im Anhang). So führte z. B. die niedrige Prämie (105 €) der Maßnahme ‚Beweidung
Trockenrasen/Heiden’ (Schafweide) in Brandenburg (vgl. Tabelle 8) zu einer geringen
Akzeptanz dieser Maßnahme (Matzdorf et al. 2003). Aufgrund einer neuen Kalkulation wurde
die Prämienhöhe verdoppelt. Die Entscheidungsträger sind, sofern der Haushalt es zulässt,
relativ flexibel in der Prämiengestaltung und können so die Attraktivität bestimmter Maßnahmen
entsprechend auftretender Knappheiten steuern. Diese Flexibilität sollte unbedingt erhalten
bleiben, auch um besonderen Knappheiten mit einem hohen Angebot an Leistungen (Akzeptanz)
begegnen zu können. Aus Rücksicht auf die internationalen Rahmenbedingungen (vgl. OECD

186 Kapitel 7
2001c), aber auch aufgrund der methodischen Probleme der Monetarisierung von Nutzen 111 ist
mittelfristig eine Orientierung an den Kosten eher zweckdienlich. Bei entsprechender Flexibilität
ist dies auch für ergebnisorientierte Honorierung möglich. Prinzipiell sollte die Orientierung an
den Kosten kein Hinderungsgrund für eine ergebnisorientierte Honorierung sein (vgl. Kap. 8).
Zusammenfassend kann festgestellt werden, dass die aktuellen Preise für die Honorierung durch
die Nachfrage bestimmt sind und sich an den entstehenden Produktionskosten orientieren.
Aufgrund möglicher Anreize über die Produktionskosten hinaus (20 %), aber auch aufgrund der
relativ flexiblen Handhabung kann nicht von einer reinen Kostenorientierung die Rede sein (vgl.
Abbildung 34).
AUM
Kostentyp Nutzentyp
Abbildung 34: Typisierung der aktuellen Agrarumweltmaßnahmen im Hinblick auf die Art der Ermittlung
des Preises
7.2.2.4 Strategietyp – Umweltzielorientierte Strategie oder Minimierungsstrategie
In Kapitel 6.1 und 6.2 wurde die Bedeutung der umweltzielorientierten Strategie für rationales
Handeln ausführlich diskutiert. Es wurde jedoch auch darauf hingewiesen, dass in der Praxis in
vielen Fällen der Ansatz der Minimierungsstrategie verfolgt wird, obwohl diese für die
Honorierung ökologischer Leistungen als ein positives ökonomisches Anreizinstrument als nicht
geeignet bewertet wurde (vgl. Kap. 6.2.2).
Die VO (EG) 1257/1999 gibt mit ihren Zielsetzungen für Agrarumweltmaßnahmen (vgl. 7.1.2.2)
bereits Hinweise darauf, inwieweit tatsächlich eine umweltzielorientierte Strategie mit den
Agrarumweltmaßnahmen verfolgt werden muss. Neben klar an Umweltzielen ausgerichteten
Vorgaben (vgl. S. 160) ist als separates Ziel im Artikel 22 VO (EG) 1257/1999 benannt: „... eine
umweltfreundliche Extensivierung der Landwirtschaft und eine Weidewirtschaft geringer
111 vgl. zu den Methoden z. B. Pommerehne & Roemer 1992, weitere Angaben vgl. Kap. 4.1

Aktuelle Anwendung im Rahmen der Agrarumwelt- und Artikel 16-Maßnahmen 187
Intensität zu fördern“. Eine derartige Zielsetzung hebt die Extensivierung von der Mittel- auf die
Zielebene und öffnet die Tür für die Minimierungsstrategie.
Breite, horizontale (nicht räumlich begrenzte) Extensivierungsmaßnahmen finden sich in allen
Agrarumweltprogrammen der Bundesländer zumindest im Bereich des Grünlandes wieder (vgl.
im Überblick Hartmann et al. 2003, Berichte zur Halbzeitbewertung der EPLR) und spielen auch
auf gesamteuropäischer Ebene eine bedeutende Rolle (vgl. Schramek et al. 1999a, Deblitz 1999,
COM 1998). Im Anhang sind die Agrarumweltmaßnahmen von Brandenburg als ein Beispiel für
die Ausgestaltung aufgeführt (vgl. Tabelle A-5 im Anhang). In vielen Fällen nehmen
Extensivierungsmaßnahmen den Hauptteil der Förderflächen ein (vgl. Berichte zur
Halbzeitbewertung der EPLR). Horizontale Extensivierungsmaßnahmen müssen nicht in jedem
Fall der Minimierungsstrategie zugeordnet werden. Tatsächlich zeigen jedoch die historische
Entwicklung und die Planungsdokumente (EPLR), dass mit den Extensivierungsmaßnahmen
teilweise keine konkreten Umweltziele verknüpft sind, in jedem Fall nicht in der Art, dass die
Extensivierungsmaßnahmen auch nur annähernd mit ihnen zugeordneten Umweltzielen in einer
Indikator-Indikandum-Beziehung stehen und den Anforderungen von Maßnahmen-Indikatoren
für die Umweltziele gerecht werden (vgl. Kap. 6.3.2 - 6.3.4).
In Tabelle A-6 im Anhang ist am Beispiel der Agrarumweltmaßnahmen des Bundeslandes
Brandenburg der flächenhafte Förderumfang der Agrarumweltmaßnahmen von 1994-2002
aufgeführt. Dabei zeigt sich, dass horizontale Extensivierungsmaßnahmen von Anfang an
überwogen haben. In Abbildung 35 ist das Verhältnis von eher umweltzielorientierten
Agrarumweltmaßnahmen zu Extensivierungsmaßnahmen in Brandenburg über einen Zeitraum
von 9 Jahren graphisch dargestellt. Hervorgehoben ist dabei der Wechsel der Zielsetzungen der
Agrarumweltmaßnahmen durch VO (EG) 1257/1999. Eine genaue Maßnahmenbeschreibung ist
der Tabelle A-5 im Anhang zu entnehmen.

188 Kapitel 7
Flächenumfang in Tausend ha
400
350
300
250
200
150
100
50
0
Verhältnis von Extensivierungsmaßnahmen zu
stärker zielorientierten Agrarumweltmaßnahmen
in Brandenburg
1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002
zielorientierte Agrarumweltmaßnahmen
Extensivierungsmaßnahmen
Abbildung 35: Verhältnis von umweltzielorientierten Agrarumweltmaßnahmen zu Extensivierungsmaßnahmen
in Brandenburg (eigene Berechnung, Datenquelle: Auszahlungsdaten des LVL in
Matzdorf et al. 2003)
An dem Verhältnis von breiten Extensivierungsmaßnahmen zu zielorientierten
Agrarumweltmaßnahmen hat sich im Verlauf der bisherigen Anwendung von
Agrarumweltmaßnahmen nichts geändert. Dies ist vor allen Dingen vor dem Hintergrund
kritisch zu diskutieren, dass bis zur VO (EG) 1257/1999 mit Agrarumweltmaßnahmen neben den
Umweltwirkungen immer das Ziel der Marktentlastung durch Extensivierung stand (nach
VO (EWG) 2078/1992), hierbei also ganz eindeutig ein Fokus auf der Minimierung lag, jedoch
mit dem übergeordneten Ziel der Marktentlastung.
VO (EG) 1257/1999
In der VO (EG) 1257/1999 ist neben umweltzielorientierten Ansätzen eine Extensivierung im
Sinne der Minimierungsstrategie übrig geblieben (s.o.), also Minimierung ohne übergeordneten
operationalisierten Zielbezug. Die Konsequenzen bestätigen die mit einer derartigen Strategie
verbundenen Probleme. Es wurden nahezu alle Maßnahmen, die unter der alten Verordnung

Aktuelle Anwendung im Rahmen der Agrarumwelt- und Artikel 16-Maßnahmen 189
(VO (EWG) 2078/1992) aufgelegt wurden, weiterhin angeboten 112 und, was kritisch zu sehen ist,
es bestand keine Notwendigkeit und kein Anreiz für die verantwortliche Administration, sich
über die konkreten Umweltziele, die mit den Agrarumweltmaßnahmen angestrebt werden
sollten, auseinander zu setzen. Fehlt eine derartige Auseinandersetzung, werden Überlegungen
zur räumlichen und zeitlichen Äquivalenz sowie der Validität bzw. Problemäquivalenz nicht
angestellt.
Diese Einschätzung bestätigen Ergebnisse zur räumlichen Äquivalenz horizontaler Maßnahmen,
die im Rahmen der Halbzeitbewertung des Brandenburger Agrarumweltprogramms ermittelt
wurden. Ein Beispiel aus dieser Halbzeitbewertung ist die Ausgestaltung der
erosionsmindernden Maßnahmen. Maßnahmen, die überwiegend dem Erosionsschutz dienen
sollen, werden für alle Landwirte angeboten, unabhängig der Standortverhältnisse. Das Ergebnis
ist, dass weniger als 50 % dieser Maßnahmen tatsächlich in erosionsgefährdeten Gebieten
stattfinden, wobei der Anteil von AUM in mäßig bis sehr stark gefährdeten Gebieten abnimmt
(vgl. Abbildung 36). Die Auswertung ergab, dass auf lediglich 2,9 % der etwa 375.000 ha
winderosionsgefährdeten Fläche Agrarumweltmaßnahmen zur Verringerung der Erosion
durchgeführt wurden (vgl. Abbildung 37).
112 Einzig die so genannte ‚Grundförderung’ in Bayern und Sachsen wurde nicht mehr angeboten.

190 Kapitel 7
Anteil erosionsmindernder AUM in Brandenburg auf
erosionsgefährdeten Standorten
100%
80%
60%
40%
20%
0%
2000/2001 2001/2002
davon auf mäßig
erosionsgefährdeten
Flächen
davon auf stark
erosionsgefährdeten
Flächen
davon auf sehr stark
erosionsgefährdeten
Flächen
erosionsmindernde AUM
Abbildung 36: Anteil der erosionsmindernden Agrarumweltmaßnahmen (AUM) in Brandenburg auf
erosionsgefährdeten Flächen (eigene Darstellung, Datenquelle: Matzdorf et al. 2003)
Erosionsmindernde Agrarumweltmaßnahmen (ha) in und außerhalb der
winderosionsgefährdeten Gebiete in Brandenburg (2001/2002)
364687,9622
906477,372
10691,0678
11978,9723
Flächen mit erhöhtem
Winderosionsgefährdungspotenzial
Flächen ohne erhöhtes
Winderosionsgefährdungspotenzial
relevante AUM
Abbildung 37: Erosionsmindernde Agrarumweltmaßnahmen in Brandenburg in und außerhalb von
erosionsgefährdeten Gebieten (Quelle: Matzdorf et al. 2003, leicht verändert)

Aktuelle Anwendung im Rahmen der Agrarumwelt- und Artikel 16-Maßnahmen 191
Diese Ergebnisse werden auch durch Daten zur räumlichen Äquivalenz von
Extensivierungsmaßnahmen gegenüber anderen ökologischen Gütern (z.B. Artenvielfalt,
Landschaftsvielfalt) bestätigt (vgl. Matzdorf et al. 2003). Gerade bei den horizontalen
Grünlandextensivierungsmaßnahmen wird deutlich, dass mit zunehmendem politischen Druck
zur Herstellung eines Zielbezuges der Maßnahmen ab 2000 u.U. verschiedene
Umweltzielbezüge konstruiert wurden, die Maßnahmen jedoch den Anforderungen an
Indikatoren für diese Ziele (vgl. Kap. 6.3.2 - 6.3.4) in keiner Weise gerecht werden (Ziele haben
‚Alibifunktion’). Derartige Maßnahmen sind weiterhin der Minimierungsstrategie zuzuordnen,
sofern ersichtlich ist, dass fehlende Validität sowie fehlende Raum-, Problem- und
Zeitäquivalenz keiner bewussten Entscheidung aufgrund der Transaktionskosten entspringt.
Die Halbzeitbewertungen der Agrarumweltmaßnahmen brachten das Problem des fehlenden
Zielbezuges einiger Maßnahmen zu Tage. Bewertung von Agrarumweltmaßnahmen erfordert die
Überprüfung der Indikator-Indikandum-Beziehung und verlangt eine differenzierte Verknüpfung
der Maßnahmen mit den Zielen (vgl. z. B. Matzdorf & Piorr 2003). Erstmals wurden im Zuge
dieser Bewertungen auch auf der politischen Entscheidungsebene eine strukturierte
Auseinandersetzung mit den Umweltzielen der Maßnahmen und die in Kapitel 6.3.4.7
beschriebenen Lernprozesse in Gang gesetzt. Diese Erfahrungen wurden von vielen der mit der
Evaluierung beschäftigten Forschungseinrichtungen geäußert 113 .
Die Agrarumweltprogramme in Deutschland, und natürlich umso mehr im europäischen
Maßstab, sind sehr heterogen. Trotzdem kann zusammenfassend festgestellt werden, dass
horizontale Extensivierungsmaßnahmen eine sehr bedeutende Rolle innehaben. In vielen Fällen
fehlt bisher ein klarer Bezug auf die mit diesen Maßnahmen verbundenen konkreten
Zielsetzungen. Diese sind Voraussetzung für den ökonomisch gesteuerten Tausch von
Eigentumsrechten. Es kann sich durchaus erweisen, dass horizontale Maßnahmen unter
Berücksichtigung der Transaktionskosten effizient sind, indem diese zwar eine geringere
Effektivität bezogen auf einzelne ökologische Güter haben, mit ihnen jedoch mehrere Ziele
kostengünstig erreicht werden (positiver ‚Gießkanneneffekt’). Entscheidend ist, dass die
rationale Entscheidung für den positiven ‚Gießkanneneffekt’ aktuell in vielen Fällen nicht die
Voraussetzung für das Angebot der horizontalen Maßnahmen war. Bezüglich der aktuellen
113 Es fanden mehrmalige Treffen der EvaluatorInnen während der Bewertung und ein ex post-Erfahrungsaustausch
im Rahmen eines Workshops an der FAL zum Thema: „Zwischenbewertung der Programme zur Entwicklung des
ländlichen Raumes nach VO (EG) Nr. 1257/1999 – Erfahrungsaustausch und Verbesserungsansätze“ (vgl. FAL
2004) statt.

192 Kapitel 7
Agrarumweltmaßnahmen kann festgestellt werden, dass diese zu einem erheblichen Teil der
Minimierungsstrategie zugeordnet werden müssen (vgl. auch SRU 2004 114 ). Innovative Ansätze
entwickeln sich unter der Minimierungsstrategie kaum, versteckte Distributionskriterien sind für
die Gesellschaft nicht aufzudecken, die Maßnahmen sind einer Kritik entzogen.
Derartige Maßnahmen würden mit hoher Wahrscheinlichkeit noch nicht einmal die künftigen
Voraussetzungen der ‚green box-Maßnahmen’ erfüllen (vgl. WTO-Verhandlungen Kap. 7.1.1,
vgl. zu dieser Einschätzung auch SRU 2004: 205 f.). Bei vielen der Extensivierungsmaßnahmen
kann jedoch ein Zielbezug hergestellt werden, der dann zu einer Weiterentwicklung der
Maßnahmen führen wird und diese evaluierbar macht. Ein erster entscheidender Schritt erfolgte
im Rahmen der Halbzeitbewertungen, die seit Ende 2003 für alle EU-Staaten vorliegen. Vor dem
Hintergrund dieser Gesamtstudien werden die aktuellen Agrarumweltmaßnahmen auf einer
Skala von Minimierungsstrategie auf der einen Seite und umweltzielorientierter Strategie auf der
anderen Seite aktuell als ungefähr in der Mitte stehend bewertet (vgl. Abbildung 38).
Minimierungsstrategie
AUM
Abbildung 38: Typisierung der aktuellen Agrarumweltmaßnahmen (AUM) im Hinblick auf ihren Zielbezug
7.2.2.5 Rationalisierungstyp – Top down- oder Bottom up-Prozess
Umweltzielorientierte
Strategie
Wenn man sich vergegenwärtigt, dass im Zuge der Honorierung ökologischer Leistungen
durchsetzungsfähige Eigentumsrechte geschaffen werden, gewinnt der Prozess der
instrumentellen Ausgestaltung an Bedeutung (vgl. Kap. 7.2.2.2). Wer entscheidet demnach auf
welcher Grundlage, welche ökologischen Güter knapp sind und daher knappe Mittel zur
Honorierung ökologischer Leistungen für die Produktion dieser Güter eingesetzt werden?
114 „Insbesondere bei den nicht naturschutzorientierten Maßnahmen sind die Auflagen vielfach nicht ausreichend an
den erwünschten Umweltwirkungen orientiert und es fehlt bei den meisten Maßnahmen der notwendige Bezug zu
einem Handlungsbedarf (z. B. aufgrund standörtlicher Empfindlichkeiten)“ (SRU 2004: 205 f.).

Aktuelle Anwendung im Rahmen der Agrarumwelt- und Artikel 16-Maßnahmen 193
Aktuell obliegt es den für die Aufstellung der Pläne zur ländlichen Entwicklung (vgl. Kap.
7.1.2.1) zuständigen Verwaltungsbehörden. Dabei erfolgt auf verschiedenen inhaltlichen und
strukturellen Ebenen eine Koordination. Inhaltlich werden die relevanten Behörden mit
einbezogen (vor allen Dingen Umweltverwaltung), strukturell findet eine Koordination zwischen
den Ländern und der EU sowie dem Bund statt. In allen Ländern wurden in irgendeiner Form die
so genannten Wirtschafts- und Sozialpartner eingebunden. Hierbei gab es z. B. Anhörungen der
Landesbauernverbände oder der Naturschutzverbände (vgl. Matzdorf & Piorr 2003). Ebenfalls
waren wissenschaftliche Einrichtungen beratend tätig. Ein formalisiertes Beteiligungsverfahren,
wie im Rahmen der Beteiligung der Träger öffentlicher Belange in der Raumordnungsplanung
oder Landschaftsplanung und die damit verbundene Möglichkeit einer gerichtlichen
Überprüfbarkeit von Vorschlägen und Einwänden, gibt es jedoch nicht. Die Transparenz des
Entscheidungsprozesses ist damit abhängig von den jeweiligen Verwaltungen der Länder (vgl.
Berichte zur Halbzeitbewertung der EPLR).
Trotz der unterschiedlichen Handhabung im Detail kann länderübergreifend für Deutschland
festgestellt werden, dass die konkreten honorierungswürdigen Leistungen durch die Verwaltung
auf Landesebene top down definiert werden. Auffällig ist dabei, dass durch den bisher nicht
notwendigen klaren Zielbezug kaum Verbindungen zur räumlichen Umweltplanung
(Landschaftsplanung) und den dort definierten Zielvorstellungen hergestellt werden (vgl.
Programmplanungsdokumente (EPLR) der Länder 115 ), obwohl bei diesen Planungen eine
Partizipation der ‚Planungsbetroffenen’ (also auch der potentiellen Nachfrager nach
ökologischen Gütern) vorgeschrieben ist.
In der Ökonomie diskutierte Ermittlungen von Nachfrage z. B. über
Zahlungsbereitschaftsanalysen (vgl. FN 15) werden in keinem Bundesland angewendet. Die
Einbindung der Anbieter (Landwirte) erfolgt überwiegend über die Bauernverbände.
Bieterverfahren (vgl. FN 110), nicht nur zur Effizienzsteigerung, sondern auch zur Ermittlung
des möglichen Angebots an ökologischen Gütern/Leistungen, finden ebenfalls in keinem
Bundesland Anwendung. Einige Bundesländer sind aufgrund ihrer finanziellen Situation an einer
Kofianzierung der Agrarumweltmaßnahmen über die GAK (vgl. Kap. 7.1.3.2) interessiert. Damit
diese gesichert ist, müssen Vorgaben der GAK bei der inhaltlichen Ausgestaltung beachtet
werden, wodurch die konkreten honorierungswürdigen Umweltleistungen für diese
Agrarumweltmaßnahmen sogar zentral auf der Bundesebene definiert werden.
115 in der Literaturliste aufgeführt

194 Kapitel 7
Eine Befragung unter 140 Brandenburger Landwirten zu ihrer Bereitschaft, an der konkreten
Ausgestaltung von Agrarumweltprogrammen mitzuarbeiten, zeigt, dass sich ein erheblicher
Anteil an Landwirten (58 %) regelmäßig aktiv beteiligen würde. Eine ablehnende Haltung hatten
lediglich 12 % (vgl. Abbildung 39). Untersuchungen zur Ausgestaltung von bottom up-Ansätzen
im Zusammenhang mit der Weiterentwicklung von regionalen Agrarumweltprogrammen im
Vorschungsverbundprojekt GRANO bestätigen die prinzipiell Bereitschaft der Landwirte zur
aktiven Teilnahme und zeigen mögliche Optionen zur Ausgestaltung eines derartigen Prozesses
auf (vgl. Müller et al. (Hrsg.) 2002).
Bereitschaft der Landwirte bei der Weiterentwicklung
von Agrarumweltmaßnahmen aktiv teilzunehmen
nein
12%
weiß nicht
16%
Abbildung 39: Bereitschaft von Brandenburger Landwirten zur aktiven Teilnahme an der Entwicklung von
Agrarumweltmaßnahmen (Datenquelle: schriftliche Befragung (2002) von Teilnehmern (n=140) am aktuellen
Agrarumweltprogramm)
Zusammenfassend kann festgestellt werden, dass die aktuelle ‚Ermittlung’ der
honorierungswürdigen Leistungen top down durch die Administration erfolgt (vgl. Abbildung
40) und nicht zuletzt aufgrund fehlender konkreter Zielbezüge in vielen Fällen wenig transparent
ist. Die bisherigen Betrachtungen sowohl in Kapitel 6.3.5.2 als auch in Kapitel 7.2.2.2 weisen
auf die Bedeutung des demokratischen Prozesses, inklusive der Einbindung wissenschaftlicher
Erkenntnisse, zur Ermittlung der honorierungswürdigen Leistungen hin. Vor diesem Hintergrund
sollten verstärkt Anstrengungen auf die Bildung geeigneter Strukturen zur Ermittlung der
ökologischen Güter und der Indikatoren verwendet werden (vgl. auch Bündelung der Nachfrage
in Bahner 1996).
keine Aussage
14% Frage: Wenn die Möglickeit bestünde,
dass Sie sich als Landwirt an der
Weiterentwicklung der KULAP-
Maßnahmen beteiligen könnten, würden
Sie sich in gewissen Abständen aktiv im
Rahmen von regionalen Gesprächsrunden
beteiligen?
ja
58%

Aktuelle Anwendung im Rahmen der Agrarumwelt- und Artikel 16-Maßnahmen 195
Top-down
Indikatorenentwicklung
Abbildung 40: Typisierung der aktuellen Agrarumweltmaßnahmen (AUM) im Hinblick auf die Art der
Entwicklung der Indikatoren (der konkreten Fördervoraussetzungen)
7.2.2.6 Indikatorentyp – Ergebnis- oder maßnahmenorientierte Honorierung
Trotz der wesentlichen Effektivitäts- und Effizienzvorteile, die eine ergebnisorientierte
Honorierung gegenüber einer maßnahmenorientierten Honorierung erbringen könnte, ist die
aktuelle praktische Anwendung gering. Verstärkte Forschungsbemühungen zeigen jedoch das
große Interesse an der Entwicklung praktikabler Honorierungsansätze in diesem Bereich 116 .
Die geringe Anwendung der ergebnisorientierten Honorierung kann sinnvoller Weise nur im
Zusammenhang mit der in Kapitel 7.2.2.4 beschriebenen fehlenden Ausrichtung auf Ziele
verstanden werden. Der Zielbezug ist im Fall der ergebnisorientierten Honorierung essentielle
Voraussetzung. Darüber hinaus ergibt sich aus der maßnahmenorientierten Honorierung eine
scheinbar bessere Möglichkeit, der Unsicherheit auszuweichen. Tatsächlich trägt der Nachfrager
das finanzielle Risiko (vgl. kritisch Kap. 6.3.5.1). Ein zweiter wesentlicher Grund ist in den EU-
Rahmenbedingungen zu sehen, insbesondere in der Orientierung der Prämienhöhe an den Kosten
(vgl. Kap. 7.1.2.2).
AUM
Praktische Anwendung im Zuge der flächenrelevanten Agrarumweltmaßnahmen über die
VO (EG) 1257/1999 findet die ergebnisorientierte Honorierung aktuell daher in Deutschland
lediglich in einem Bundesland, in Baden-Württemberg im Rahmen des MEKA II (vgl. Kap.
4.2.3.2). Die ergebnisorientierte Honorierung wurde in Baden-Württemberg gut angenommen.
Das Flächenpotential wird auf 100.000 ha bis 120.000 ha geschätzt (Haber 2003). Über 50 %
dieses Potentials wurde bereits nach dem 3. Anwendungsjahr im Rahmen des MEKA II
bewirtschaftet und honoriert (vgl. Tabelle 9).
Bottom-up
Indikatorenentwicklung
116 aktuelle Forschergruppen in Deutschland z. B. Hannover – Prof. Ch. v. Haaren (Dr. E. Brahms) et al.; Bonn –
Prof. Dr. K. Holm-Müller et al.; Göttingen – Prof. Dr. R. Marggraf et al.; Rostock – Prof. Dr. B. Gerowitt et al.; in
Bremen – Dr. B. Wittig et al., darüber seit vielen Jahren und Vorreiter für die praktische Anwendung im Rahmen
des Baden-Württembergischen Agrarumweltprogramms MEKA II – Dr. G. Briemle und Dr. R. Oppermann.

196 Kapitel 7
Tabelle 9: Entwicklung des geförderten Grünlandes nach Einführung der ergebnisorientierten Honorierung
in Baden-Württemberg
Antragsjahr 2000 Antragsjahr 2001 Antragsjahr 2002
Antragsteller 4.600 6.000 9.200
Honorierte Fläche (ha) 36.000 41.800 66.000
Quelle: Haber 2003
Die gute Akzeptanz der ergebnisorientierten Honorierung in Baden-Württemberg sollte Anlass
sein, derartige Maßnahmen auch in anderen Bundesländern einzuführen. Im Rahmen einer
Befragung von 140 an AUM teilnehmenden Landwirten in Brandenburg bzgl. ihrer Bereitschaft
zur Teilnahme an ergebnisorientierter Honorierung ergab ein positives Bild. Mehr als die Hälfte
der Landwirte befürworteten eine derartige Honorierung und lediglich 13 % äußerten eine klare
ablehnende Haltung (vgl. Abbildung 41).
Nein
13%
Bereitschaft zur Teilnahme an
ergebnisorientierter Honorierung
Weiß nicht
14%
Keine Aussage
22%
Ja
51%
Frage: Könnten Sie sich vorstellen, dass
KULAP-Zahlungen an konkrete
angestrebete ökologische Zustände und
Wirkungen gebunden werden und Sie dafür
mehr Flexibilität bzgl. der Bewirtschaftung
erhalten? (Beispiele dafür könnten sein,
dass Sie beim Nachweis des Vorkommens
bestimmter Pflanzenarten auf Ihrem
Grünland dafür eine Honorierung erhalten,
unabhängig der Bewirtschaftung. Ein
anderes Beispiel dafür wäre, dass die
Zahlungen an die Minderung des N-Saldos
in der Hoftorbilanz geknüpft würde, aber die
teilnehmenden Betriebe frei in der Wahl der
Maßnahmen wären, die zur Erreichung
definierter Standardwerte führen.)
Abbildung 41: Bereitschaft von Landwirten zur Teilnahme an ergebnisorientierter Honorierung
(Datenquelle: schriftliche Befragung (n=140) 2002 von Landwirten in Brandenburg, die an dem aktuellen
Agrarumweltprogramm teilnehmen)
Insgesamt kann für alle 16 Agrarumweltprogramme in Deutschland festgestellt werden, dass die
Honorierung bisher fast ausschließlich an Maßnahmen geknüpft ist. Dabei bezieht sich ein
großer Teil der Maßnahmen nicht einmal eindeutig auf Umweltziele (vgl. Kap. 7.2.2.4), stellt
demnach keine Maßnahmen-Indikatoren dar (vgl. Kap. 6.2.1 und 6.3.1). Bezogen auf den

Aktuelle Anwendung im Rahmen der Agrarumwelt- und Artikel 16-Maßnahmen 197
gesamten geschätzten Förderumfang der Fläche, auf der Agrarumweltmaßnahmen stattfinden,
erfolgt eine ergebnisorientierte Honorierung in Deutschland lediglich auf knapp über 1 % der
Förderfläche. Die aktuellen Agrarumweltprogramme sind damit eindeutig maßnahmenorientiert
(Abbildung 42).
Ergebnisorientierte
Honorierung
Abbildung 42: Typisierung der aktuellen Agrarumweltmaßnahmen (AUM) als ergebnisorientierte oder
maßnahmenorientierte Honorierung
7.2.3 Zusammenfassung und Schlussfolgerungen
Die Analyse der bestehenden Agrarumweltmaßnahmen hat relativ großen Handlungsbedarf bzgl.
der Ausgestaltung des Instrumentes der Honorierung ökologischer Leistungen aufgezeigt.
Ursache dafür ist, dass mit der Verknappung der Umweltgüter ein institutioneller Wandel
eingesetzt hat, der sich als ein komplexer Entwicklungsprozess darstellt. Die Honorierung
ökologischer Leistungen ist Bestandteil dieses Prozesses. Der Tausch von Eigentumsrechten
benötigt auf der einen Seite eine ex ante Verteilung der Eigentumsrechten, sind diese nicht
vorhanden wird jedoch auf der anderen Seite auch in den Entwicklungsprozess eingegriffen und
Eigentumsrechte werden nicht nur durchgesetzt, sondern auch geschaffen. Der institutionelle
Rahmen dafür, inklusive der Organisationsstrukturen, muss sich erst entwickeln. Vom Ansatz
her handelt es sich bei Agrarumweltmaßnahmen nach der VO (EG) 1257/1999 um eine
Honorierung ökologischer Leistungen und nicht um eine Subvention. Allerdings ist die
Zuordnung der aktuellen Agrarumweltmaßnahmen nicht zuletzt aufgrund des teilweise fehlenden
Zielbezugs in der Praxis weit weniger eindeutig. Eine Subventionierung wird auch dadurch
möglich, dass die Preisbildung bisher ausschließlich kostenorientiert erfolgt. Die Maßnahmen
sind in vielen Fällen nicht auf konkrete Umweltziele ausgerichtet und wurden bisher
überwiegend durch die Administration in wenig transparenter Weise definiert.
Ergebnisorientierte Honorierung ist die Ausnahme und vom Flächenumfang bisher wenig
bedeutsam.
AUM
Maßnahmenorientierte
Honorierung

198 Kapitel 7
Berücksichtigt werden sollte, dass die Honorierung ökologischer Leistungen erst seit ca. 10
Jahren als Instrument zur Lösung von Umweltproblemen im Bereich der Landwirtschaft
eingesetzt wird. Die Schaffung und/oder Durchsetzung von Eigentumsrechten mit Hilfe der
Honorierung ökologischer Leistungen steckt noch in den ‚Kinderschuhen’.
7.3 Ausgleich ordnungsrechtlicher Auflagen in Natura 2000-Gebieten im Rahmen des
Artikel 16 der VO (EG) 1257/1999
7.3.1 Überblick über aktuellen Anwendungsumfang
Mit der Einführung der VO (EG) 1257/1999 im Jahre 2000 wird den EU-Mitgliedstaaten für den
finanziellen Ausgleich von Einschränkungen durch ordnungsrechtliche Auflagen in Natura 2000-
Gebieten eine Kofinanzierung gewährt. Prinzipiell ist das Instrument zumindest in Deutschland
nicht neu. Vielmehr haben viele Bundesländer Regelungen zu so genannten Erschwernis- oder
Härteausgleichszahlungen bereits in ihren Ländergesetzen aufgenommen. Im Anhang wird in
Tabelle A-1 ein Überblick über derartige Landesregelungen gegeben. Ein derartiger ‚Vorlauf’
könnte Grund dafür sein, dass die Artikel 16-Maßnahmen bisher ausschließlich in Deutschland
umgesetzt worden sind (vgl. zur Umsetzung in Europa COM 2002c). Von den 16 Bundesländern
wenden 7 Länder den Artikel 16 zum Ausgleich von Einkommenseinbußen durch
ordnungsrechtliche Auflagen in Natura 2000-Gebieten an (Berichte zur Halbzeitbewertung der
EPLR). Die Umsetzung des Artikels 16 in den 7 Bundesländern ist sehr unterschiedlich und
damit ein gutes Spiegelbild für die möglichen Optionen, die sich hinter den Artikel 16-
Maßnahmen verbergen. Prinzipiell kann zwischen zwei Formen der Umsetzung unterschieden
werden: Erstens, Länder, die bereits vor Einführung von Artikel 16 so genannte Richtlinien zum
Erschwernis- und Härteausgleich für die Einschränkung landwirtschaftlicher Tätigkeit in
Naturschutz- und Landschaftsschutzgebieten eingeführt haben und diese jetzt im Sinne von
Artikel 16-Maßnahmen anwenden und zweitens, Länder, die neue Maßnahmenrichtlinien
erarbeitet haben.
Die Einführung von Artikel 16 bot die Möglichkeit, sich die bisher freiwillig national gewährten
Ausgleichszahlungen für Landwirte aufgrund ordnungsrechtlicher Auflagen in Schutzgebieten
durch die EU kofinanzieren zu lassen, so lange diese den Anforderungen der Artikel 16-
Maßnahmen entsprachen. Dazu zählte vor allen Dingen eine maximale Höhe der
Ausgleichszulage von 200 € pro Hektar und dass die ordnungsrechtlichen Einschränkungen in
Verbindung mit dem Natura 2000-Netz stehen müssen.

Aktuelle Anwendung im Rahmen der Agrarumwelt- und Artikel 16-Maßnahmen 199
Niedersachsen hat in dieser Art Artikel 16-Maßnahmen eingeführt. Der Erschwernisausgleich in
geschützten Teilen von Natur und Landschaft wurde in Niedersachsen bereits 1997 als
rechtsverbindliches Instrument geschaffen (Grundlage: §§ 50 bis 52 NNatSchG), um Landwirten
einen Ausgleich für hoheitliche Bewirtschaftungseinschränkungen von Grünland in
Naturschutzgebieten, Nationalparken oder auf Flächen in besonders geschützten Biotopen nach
§ 28a,b NNatSchG zu gewähren. Häufige Einschränkungen der landwirtschaftlichen
Bodennutzung in Naturschutzgebieten sind z. B. Verbot des Grünlandumbruchs oder der
Grünlanderneuerung, Verzicht auf Pflanzenschutzmitteleinsatz und Düngung, Verbot einer
Veränderung des Wasserhaushalts oder auch Viehbesatzregelungen (Sander 2003). Der
Förderumfang hält sich in Niedersachsen bereits seit Einführung des Erschwernisausgleiches
1997 mit ca. 15.000 ha Grünland relativ konstant. An dieser Größenordnung hat sich auch nach
Einführung von Artikel 16-Förderungen nichts geändert (Sander 2003).
Neben dieser Möglichkeit, bereits bestehende Verordnungen zur Ausgleichszahlung unter
Rückgriff auf Artikel 16 umzusetzen, haben sechs Länder in Deutschland neue Richtlinien für
die Umsetzung von Artikel 16-Maßnahmen formuliert. Dabei handelt es sich um Brandenburg,
Thüringen, Nordrhein-Westfalen, Schleswig-Holstein, Hamburg und Bremen.
Die konkrete Ausgestaltung unterscheidet sich jedoch stark voneinander. Brandenburg hat einen
Katalog mit konkreten Maßnahmen aufgelegt (Tabelle 10), für die im Fall bestehender
ordnungsrechtlicher Auflagen ein Ausgleich gezahlt wird. Dabei wurde sich stark an den
Agrarumweltmaßnahmen des KULAP (vgl. zu den AUM von Brandenburg Tabelle A-6 im
Anhang) orientiert. In den Jahren 2001 und 2002 wurden Artikel 16-Maßnahmen in Höhe von
ca. 1,4 Mio. € bzw. 1.8 Mio. € finanziert. stellt den Förderumfang für Brandenburg im Überblick
dar. Dabei wird deutlich, dass auch bei den Artikel 16-Maßnahmen die ‚klassische’
Grünlandextensivierungsmaßnahme mit Abstand die größte Bedeutung hat. Im Jahre 2002 waren
von der landwirtschaftlichen Fläche der bis dahin gemeldeten Natura 2000-Flächen in
Brandenburg 8 % mit Artikel 16-Maßnahmen belegt. Wie sich das Verhältnis des Förderumfangs
von Artikel 16 im Vergleich zur Förderung der Agrarumweltmaßnahmen in Natura 2000-
Gebieten verteilt, ist für das Jahr 2002 für Brandenburg in Abbildung 43 dargestellt.

200 Kapitel 7
Tabelle 10: Art und Anwendungsumfang von Artikel 16-Maßnahmen in Brandenburg
(Wirtschaftsjahre 2000/2001 und 2001/2002 )
Maßnahme
geförderte Fläche (ha) geförderte Anträge (Anzahl)
2000/01 2001/02 2000/01 2001/02
extensive Grünlandnutzung 8.327 9.674 181 230
späte, eingeschränkte
Grünlandnutzung
904 1.573 26 40
hohe Wasserhaltung 8 35 1 2
Pflege durch Beweidung 105 1.145 1 4
extensive Ackernutzung 128 109 19 25
insgesamt 9.472 12.536 228 301
Quelle: Laschewski & Schleyer 2003
1.339.000
Landwirtschaftliche Nutzfläche und deren Förderung
in Natura 2000-Gebieten in Brandenburg (2002)
10,5%
140.000
LN gesamt LN in Natura 2000
davon
Abbildung 43: Förderumfang von Artikel 16- und Agrarumweltmaßnahmen an der landwirtschaftlichen
Nutzfläche in Natura 2000-Gebieten in Brandenburg (eigene Darstellung, Datenquelle: MLUR 2003b)
Die übrigen Länder haben weniger differenzierte Maßnahmen. Bremen und Thüringen haben
ihre Artikel 16-Richtlinie so konzipiert, dass die allgemeinen Auflagen anhand konkreter
Bewirtschaftungsauflagen nach einem Punktsystem (Bremen) oder den konkret ermittelten
Einkommensverlusten (Thüringen) konkretisiert werden. Thüringen hat darüber hinaus
pauschale Grünlandprämien in Natura 2000-Gebieten. In Form von derartigen
Grünlandpauschalen wird ebenfalls in Schleswig-Holstein und Nordrhein-Westfalen der Artikel
16 angewendet. Die Ausgleichszulage ist bei den Grünlandpauschalen damit begründet
8%
37%
Art. 16 AUM

Aktuelle Anwendung im Rahmen der Agrarumwelt- und Artikel 16-Maßnahmen 201
(Fördervoraussetzung), dass in den Schutzgebieten generell die Auflage des Grünlanderhaltes
und des Verbotes von bestimmten Meliorationsmaßnahmen besteht. Abbildung 44 stellt die
aktuelle Art und Weise der Anwendung von Artikel 16-Maßnahmen in Deutschland dar. Tabelle
A-7 im Anhang zeigt den aktuellen Förderumfang von Artikel 16-Maßnahmen in Deutschland.
Da lediglich in Deutschland bis 2003 Artikel 16-Maßnahmen angewendet wurden, ist damit
gleichzeitig der Förderumfang für die EU benannt.
Umsetzung von Art. 16 in Deutschland
9
Abbildung 44: Anwendung von Artikel 16-Maßnahmen in Deutschland (Stand 2003)
Da die Mitgliedstaaten die Möglichkeit haben, nach Artikel 10 der FFH-Richtlinie, auch so
genannte Trittsteinbiotope im Zusammenhang mit dem Ziel der Kohärenz des Natura 2000-
Netzes zu fördern, ist die Pflege von Landschaftselementen, die diesem Ziel dienen, ebenfalls
förderfähig. Davon haben einige Bundesländer wie Schleswig-Holstein, Nordrhein-Westfalen
und Niedersachsen Gebrauch gemacht. Die Länder wenden Ausgleichszahlungen nach Artikel
16 auch für ordnungsrechtliche Auflagen im Grünland für bestimmte geschützte Biotope bzw. in
Naturschutzgebieten außerhalb von Natura 2000-Gebieten unter Rückgriff auf Artikel 10 FFH-
Richtlinie an.
1
Länder, die Artikel 16-Maßnahmen nicht anwenden
6
- Niedersachsen
- Brandenburg
- Thüringen
- Nordrhein-Westfalen
- Schleswig-Holstein
- Bremen
- Hamburg
Länder, die Artikel 16-Maßnahmen anwenden (ohne spez. Richtlinie)
Länder, die Artikel 16-Maßnahmen anwenden (spez. Richtlinie)

202 Kapitel 7
7.3.2 Analyse der aktuellen Artikel 16-Maßnahmen
7.3.2.1 Ansatz und Methode
Im folgenden Kapitel werden die aktuell angewendeten Artikel 16-Maßnahmen systematisch
analysiert. Kriterien dieser Systematisierung sind die gleichen wie für die
Agrarumweltmaßnahmen (vgl. Kap. 7.2.2.1): die Betrachtungen zur Verteilung der
Eigentumsrechte (Kap. 7.3.2.2), die Ermittlung des Preises für die Honorierung (Kap. 7.3.2.3),
ihr Zielbezug (Kap. 7.3.2.4), der Prozess der Entwicklung (Kap. 7.3.2.5) sowie die Indikatorenart
(Kap. 7.3.2.6).
Mit Hilfe der Kriterien und vorhandener Literatur erfolgt eine kritische Diskussion der aktuellen
Artikel 16-Maßnahmen. Datengrundlage bilden die aktuellen Rechtsgrundlagen sowie die
Planungsdokumente der 16 Bundesländer. Darüber hinaus wird die Analyse durch Daten, die im
Rahmen der Halbzeitbewertung der Brandenburger Artikel 16-Maßnahmen erhoben wurden,
untermauert.
7.3.2.2 Zahlungstyp – Honorierung oder Subvention
Voraussetzung für die Zahlungen nach Artikel 16 sind ordnungsrechtliche Auflagen in Natura-
2000-Gebieten in Form von Rechtsverordnungen. Rückblickend auf die Diskussion zur
Eigentumsdogmatik in Kapitel 5.6.2.2 kann festgestellt werden, dass ordnungsrechtliche
Auflagen bzgl. der landwirtschaftlichen Nutzung aufgrund von Naturschutzzielen in der Regel
nicht ausgleichspflichtig sind. Die Einhaltung dieses Ordnungsrechtes wird als
Sozialpflichtigkeit bzw. Ökologiepflichtigkeit von den Landwirten in der Regel
entschädigungslos verlangt, „soweit durch die Norm keine Wettbewerbsverzerrungen
erheblichen Ausmaßes eintreten. Letztlich erfolgt die Steuerung und die Abpufferung der Folgen
über Art. 12 GG und den Gleichheitssatz. Es gilt das ‚Gebot schonender Übergänge’“ 117
(Czybulka 2002: 107). Die Situationsgebundenheit des Eigentums erlaubt eine situations- bzw.
standortabhängige Formulierung von Inhalts- und Schrankenbestimmungen (vgl. Kap. 5.6.2.1)
und demnach die Schaffung von Gemeineigentum. Die Gesellschaft kann jedoch je nach
Finanzlage entscheiden, den Landwirten eine Ausgleichzahlungen politisch zu gewähren (vgl.
Distributionskriterium ‚Erschwernis-/Härteausgleich’ in Kap. 5.6.2.1).
117 Kube, H. (1999): Eigentum an Naturgütern: Zuordnung und Unverfügbarkeit, zitiert in Czybulka (2002)

Aktuelle Anwendung im Rahmen der Agrarumwelt- und Artikel 16-Maßnahmen 203
Im Falle der aktuellen Artikel 16-Zahlungen handelt es sich um eine derartige politisch gebilligte
Zahlung und damit nach der Systematik in Kapitel 5.6.2.2 um eine Subvention (vgl. Abbildung
15). Der Charakter der Zahlung, die hinter Artikel 16 steht, wird nicht zuletzt anhand der
Bewertungskriterien (Bewertungsfragen) deutlich, die die EU im Rahmen der Halbzeitbewertung
der Artikel 16-Maßnahmen vorgeschlagen hat. Bewertet werden sollen nicht etwa die Produktion
ökologischer Güter (Umweltwirkung), sondern der Ausgleich der Einkommensverluste der
Landwirte und die Verbesserung der Einhaltung von Ordnungsrecht durch diese Zahlungen
(COM 2000b). Dabei wird von Seiten der EU keine 100 %-Kompensation angestrebt und eine
Überkompensation untersagt.
Es handelt sich bei Artikel 16-Maßnahmen primär um Anreizinstrumente für die
Konfliktbewältigung zwischen Landwirtschaft und Naturschutz bzw. für die Förderung der
Akzeptanz der Landwirte für europäisches Umweltrecht im Zuge des Natura 2000-Netzes
(finanziell erkaufte Akzeptanz von Gemeineigentum). Nur vor diesem Hintergrund ist auch die
Deckelung der Prämienhöhe für Artikel 16-Maßnahmen von 200 € zu erklären (vgl. Kap.
7.3.2.3). Artikel 16-Maßnahmen stellen jedoch ebenfalls Maßnahmen zur Abfederung der
Auswirkungen aufgrund des institutionellen Wandels dar. Auch die OECD sieht in derartigen
Phasen Subventionen als ein kurzzeitig gerechtfertigtes Instrument an, das dem
Verursacherprinzip nicht widerspricht (vgl. OECD 1999c). Diese Abfederungsfunktion von
Artikel 16-Maßnahmen ist anhand der aktuellen Prämienausgestaltung nachzuvollziehen. Ab
2004 ist in der Initialphase der Anwendung von Artikel 16 eine Zahlung von bis zu 500 €
möglich (vgl. FN 104). Einerseits eröffnen derartige Zahlungen die Möglichkeit, Konflikte
zwischen Landwirtschaft und Naturschutz zu lindern, auf der anderen Seite besteht das Problem,
dass damit eine Art Anspruch auf Entschädigung für eigentlich sozialpflichtige Leistungen
erwachsen kann. Dieses Problem wurde im Zusammenhang mit cross compliance-Maßnahmen
bereits in Kapitel 7.1.4.3 diskutiert.
Im Zusammenhang mit den Natura 2000-Gebieten und deren Zielsetzung muss der Umgang mit
Eigentumsrechten an individuellen Fähigkeiten (vgl. zur Unterscheidung zu ökosystemaren
Fähigkeiten Kap. 4.1) diskutiert werden, deren Einsatz für den Erhalt einiger Lebensraumtypen
nach Anhang I und Arten nach Anhang II Voraussetzung ist. Es wurde in Kapitel 5.6.2.2 bereits
darauf hingewiesen, dass Gebote, die den Einsatz individueller Fähigkeiten verlangen, nur in
Ausnahmefällen stattfinden sollten.
Aufgrund der gesellschaftlich anerkannten Bedeutung und Gefährdung der biologischen Vielfalt
kann die Verpflichtung zur Erhaltung der wertvollen Habitate und Arten der Kulturlandschaft als

204 Kapitel 7
eine mögliche Ausnahme definiert werden, und de facto ist dies auch mit der Verpflichtung der
EU-Staaten zum Erhalt der kulturbestimmten Lebensraumtypen und Arten passiert. Die
Umsetzung der FFH-Richtlinie verlangt die Sicherstellung der Pflege bestimmter
Lebensraumtypen, wie den Grünlandtypen (vgl. Kap. 8.2). Derartige Pflichten können
‚freiwillig’ erfolgen und im Rahmen von Agrarumweltmaßnahmen honoriert werden. Die
Pflichten können und müssen jedoch bei nicht ‚freiwilliger’ Teilnahme an
Agrarumweltmaßnahmen ordnungsrechtlich vorgeschrieben werden. Allerdings spricht viel
dafür, dass derartige Auflagen eher ausgleichspflichtigen Inhaltsbestimmungen des Eigentums
zuzuordnen sind (vgl. Kap. 5.6.2.1, Abbildung 14) und nach der Argumentation innerhalb dieser
Arbeit damit eine Honorierung ökologischer Leistungen darstellen (vgl. Kap. 5.6.2.2). Derartige
Zahlungen wären dann verpflichtend und würden nicht der politischen Abwägung unterliegen.
Artikel 16 wird aktuell nicht in dieser Form angewendet. Insgesamt setzten die Bundesländer
überwiegend auf freiwillige AUM. Es wird sich zeigen, ob und wenn ja, wie die Länder damit
umgehen, wenn das Freiwilligkeitsprinzip versagt.
Die aktuelle Anwendung von Artikel 16 beschränkt sich bis auf eine Ausnahme in
Brandenburg 118 auf Ausgleichszahlungen für ordnungsrechtliche Verbote bestimmter
landwirtschaftlicher Handlungen. Die aktuellen Artikel 16-Zahlungen werden vor diesem
Hintergrund überwiegend den Subventionen zugeordnet (vgl. Abbildung 45), wobei ausdrücklich
auf die Möglichkeit ausgleichspflichtiger Inhaltsbestimmungen und deren Honorierung über
Artikel 16 hingewiesen werden soll.
Subvention
Art.
16
Honorierung
Abbildung 45: Typisierung der aktuellen Artikel 16-Maßnahmen (Art. 16) als Subvention oder Honorierung
auf der Grundlage der Verteilung der Eigentumsrechte (Subvention = Eigentumsrechte nicht beim
Leistungserbringer; Honorierung = Eigentumsrechte beim Leistungserbringer)
118 Bis zum Jahr 2002 war die Maßnahme Pflege durch Beweidung im Katalog der Artikel 16-Maßnahmen.
Aufgrund der Probleme, die mit der Festschreibung von Pflegeverpflichtungen in Schutzgebietsverordnungen
verbunden sind, und der geringen Bedeutung (vgl. Tabelle 10) wurde die Maßnahme ab 2003 aus dem Katalog
gestrichen und über freiwillige Agrarumweltmaßnahmen honoriert.

Aktuelle Anwendung im Rahmen der Agrarumwelt- und Artikel 16-Maßnahmen 205
7.3.2.3 Preistyp – Kosten oder Nutzen
Im Zusammenhang mit der Diskussion zu den Eigentumsrechten im vorangegangenen Kapitel
wurde bereits gezeigt, dass es sich bei Artikel 16-Zahlungen nicht um eine Honorierung für eine
konkrete Leistung, sondern um ein Anreizinstrument handelt. Von daher wird hierbei auch nicht
der Preis einer Leistung ermittelt. Bei der Ermittlung der Anreizhöhe erfolgt zwar eine
Orientierung an den Kosten, die durch ordnungsrechtliche Auflagen bei den Landwirten
entstehen, jedoch lediglich in dem Sinne, dass in jedem Fall keine Überkompensation stattfinden
darf. Insgesamt darf der Anreiz 200 € pro Hektar und Jahr nicht überschreiten (Ausnahme vgl.
FN 104).
7.3.2.4 Strategietyp – Umweltzielorientierte Strategie oder Minimierungsstrategie
Die ordnungsrechtlichen Auflagen in Schutzgebietsverordnungen gehen aus Zielsetzungen der
Schutzgebietsverordnungen hervor. Die verpflichtenden Maßnahmen sollten sich daher auf
konkrete regionalisierte Umweltziele der Gebiete beziehen und können damit prinzipiell einer
umweltzielorientierten Strategie zugeordnet werden (vgl. Abbildung 46). Als Problem im
Zusammenhang mit der Zielorientierung ist zu sehen, dass es sich bei den
Schutzgebietsverordnungen bisher fast ausschließlich um bereits bestehendes Recht handelte.
Die Verordnungen wurden demnach unabhängig von der konkreten FFH-Zielsetzung aufgestellt.
Vor diesem Hintergrund ist zu prüfen, ob die aktuellen Auflagen auch auf die Zielsetzung der
FFH-Richtlinie ausgerichtet sind, also als ‚Maßnahmen-Indikatoren’ den Anspruch an ‚Validität’
bzgl. der aktuellen Ziele erfüllen.
Minimierungsstrategie
Umweltzielorientierte
Strategie
Abbildung 46: Typisierung der aktuellen Artikel 16-Maßnahmen (Art. 16) im Hinblick auf ihren Zielbezug
Art.
16

206 Kapitel 7
7.3.2.5 Rationalisierungstyp – Top down- oder Bottom up-Prozess
Die Ausgleichzahlungen von Artikel 16 beziehen sich auf Einschränkungen aufgrund der
Umsetzung von europäischem Ordnungsrecht und dabei im Speziellen der FFH-Richtlinie. Die
Operationalisierung der wertvollen Habitate und Arten erfolgte durch Expertenwissen und die
jeweiligen Fachbehörden auf europäischer Ebene (vgl. dazu auch Kap. 8.2.1.2). Auf dieser
Grundlage wurden die relevanten Arten der Anhänge II und IV sowie die Lebensraumtypen nach
Anhang I der FFH-Richtlinie festgelegt sowie die Lebensraumtypen in einem Handbuch
beschrieben (vgl. COM 1999b). Dies war die Basis für weitere Spezifizierungen auf nationaler
(für Deutschland vgl. Ssymank et al. 1998) bis hin zur regionalen Ebene (z. B. für Brandenburg
vgl. Beutler & Beutler 2002). Mit den Zielen wurden gleichzeitig Vorschläge für Maßnahmen
zum Erhalt der Lebensraumtypen erarbeitet. Betrachtet man die wertvollen Habitate und Arten
als ökologische Güter, wurde deren Knappheit in einem klassischen Top down-Verfahren
‚ermittelt’. Dies war aufgrund der gesellschaftlich ermittelten Nachfrage nach dem Erhalt
gefährdeter Arten und Lebensräume möglich. Dadurch lag ein indirekt operationalisiertes
Umweltziel vor (vgl. Abbildung 24) und konnte im nächsten Schritt aufgrund
naturschutzfachlicher Kriterien konkretisiert werden. Dass bei der Spezifizierung des
ökologischen Gutes wenig Spielraum 119 im Sinne normativer Entscheidungen besteht, wird nicht
zuletzt durch die klaren Vorgaben der Gebietsauswahl nach ausschließlich naturschutzfachlichen
Kriterien (vgl. Art. 4 FFH-Richtlinie) deutlich 120 .
Dies bezieht sich jedoch ausschließlich auf die Rationalisierung des Umweltgutes mit Hilfe von
Zustands-Indikatoren. Bei der Wahl der Mittel und den konkreten Maßnahmen (Maßnahmen-
Indikatoren) muss mit dem Problem der Unsicherheit umgegangen werden. Der Gesetzgeber
(EU) hat wohl nicht nur aufgrund des Prinzips der Verhältnismäßigkeit, sondern auch aufgrund
der Unsicherheit im Umgang mit ökologischen Systemen bei der Wahl der Maßnahmen zur
Erreichung der Ziele eindeutig Spielräume eingeräumt und dabei auch verlangt, soziale und
ökonomische Kriterien mit in die Entscheidungsfindung einzubinden (vgl. Art. 2 (3) FFH-
Richtlinie sowie COM 2000c).
Die Vorgaben der EU bzgl. der Wahl der geeigneten Maßnahmen zum Erreichen der Natura
2000-Ziele werden bisher im Zusammenhang mit den drei im Gesetz aufgeführten Alternativen
119
Es ist klar, dass in einem gewissen Maß immer normative Entscheidungen getroffen werden müssen (vgl. Kap.
6.3.5.2).
120
Dies wurde auch mehrfach in der Rechtssprechung hervorgehoben, vgl. z. B. Lappel Bank-Urteil des
Europäischen Gerichtshofes vom 11. Juli 1996 – weiterführend siehe Kap. 8.2.1.3.

Aktuelle Anwendung im Rahmen der Agrarumwelt- und Artikel 16-Maßnahmen 207
diskutiert (vgl. COM 2000c, aber auch die Diskussion im politischen Raum 121 ). Den Ländern
steht offen, ob sie geeignete rechtliche, administrative und/oder vertragliche Maßnahmen zur
Zielerreichung nutzen (Art. 6 FFH-Richtlinie). Es wird ausdrücklich auf die Möglichkeit der
Kombination der Maßnahmen verwiesen (COM 2000c). Die konkrete Ausgestaltung der
Maßnahmen und vor allen Dingen die mögliche institutionalisierte Beteiligung der Betroffenen
im Prozess der Maßnahmendefinition wird jedoch bisher zu wenig diskutiert.
Die Ergebnisse einer Befragung von 15 Betrieben in Brandenburg, die einen Ausgleich über
Artikel 16 erhalten, weisen darauf hin, dass sich die Mehrheit der Betriebe nicht genügend
informiert und in den Prozess eingebunden fühlt (vgl. Tabelle 11).
Tabelle 11: Information und Beteiligung der Landwirte im Rahmen der Natura 2000-Gebietsmeldung
Ergebnisse einer schriftlichen Befragung (2002) von Brandenburger landwirtschaftlichen Betrieben (n = 15), die
einen Ausgleich über Artikel 16 erhalten
Frage
Antwortalternativen
Wurden Sie rechtzeitig und umfassend über das Verfahren zur Ausweisung
(Festlegung der Schutzziele, Ausgestaltung der Schutzauflagen und
Ausgleichszahlungen) von Natura 2000-Schutzgebieten auf Ihren Betriebsflächen
informiert?
wurde
rechtzeitig und
umfassend
informiert
wurde nur
unvollständig
informiert
wurde
überhaupt nicht
informiert
weiß nicht keine Angabe
Nennungen 2 6 1 2 4
Frage
Antwortalternativen
Sind Sie der Meinung, dass Sie angemessen in das Verfahren zur Ausweisung von
Natura 2000-Schutzgebieten auf Ihren Betriebsflächen einbezogen wurden?
ja, wurde
angemessen
einbezogen
wurde nur
ungenügend
einbezogen
nein, wurde
überhaupt nicht
einbezogen
weiß nicht keine Angabe
Nennungen 1 6 1 0 7
Quelle: Laschewski & Schleyer 2003
121 Alle Bundesländer behandeln das Thema Natura 2000 auf ihren Internetseiten relativ ausführlich. Die Position
des Bundeslandes Brandenburg kann stellvertretend für die Bundesländer gewertet werden: „Oberste Prämisse für
die Auswahl der unterschiedlichen Instrumente ist, dass bei der Erhaltung der Gebiete das naturschutzfachlich
geeignete und für die Betroffenen am geringsten belastende Mittel eingesetzt wird“ (MLUR unter
http://www.mlur.brandenburg.de/n/n_siche3.htm, 13.07.2004)

208 Kapitel 7
In der ersten Tranche wurden bestehende Schutzgebiete gemeldet, die den Kriterien der FFH-
Richtlinie entsprechen. Die aktuellen Zahlungen im Rahmen des Artikels 16 haben im
Wesentlichen alte Verordnungen als Grundlage. Länder, die Ausgleichszahlungen nach Artikel
16 zahlen wollen, mussten die Maßnahmen derart formulieren, dass diese die Tatbestände der
Ge- und Verbote dieser Schutzgebietsverordnungen treffen.
Erst im Zuge neuer Schutzgebietsverordnungen (zweite und dritte Tranche bzw. Änderung der
bestehenden Verordnungen) kann bereits im Zuge der Konzeption bewusst mit der Möglichkeit
der Ausgleichszahlungen operiert werden. Allerdings ist es prinzipiell schwierig, konkrete
Bewirtschaftungsmaßnahmen mit einem starren Instrument wie dem Ordnungsrecht festzulegen.
In Brandenburg sollen daher z. B. behördenverbindliche Bewirtschaftungserlasse anstelle der
Schutzgebietsverordnungen als flexibleres (und weniger rigides) Instrument zum Einsatz
kommen. Im Zuge der Aufstellung der Bewirtschaftungserlasse soll es zu einer Information und
Anhörung der betroffenen Landwirte kommen. Ob mit diesem ‚weichen’ Instrument tatsächlich
ein dauerhafter Schutz und eine Entwicklung der Natura 2000-Gebiete möglich ist, wird die
Praxis zeigen 122 . Die Maßnahmen, die auf der Grundlage des Bewirtschaftungserlasses definiert
werden, sind keine ordnungsrechtlichen Auflagen und damit nicht über Artikel 16 zu
finanzieren. Hier greifen lediglich freiwillige Instrumente wie Agrarumweltmaßnahmen.
Es kann sowohl für die Rationalisierung der Ziele über Zustands-Indikatoren als auch für die
aktuelle Definition der Maßnahmen zur Erreichung der Ziele für Artikel 16 zusammengefasst
werden, dass diese durch Experten und die Administration top down erfolgten (Abbildung 47).
Top-down
Indikatorenentwicklung
Art.
16
Buttom-up
Indikatorenentwicklung
Abbildung 47: Typisierung der aktuellen Artikel 16-Maßnahmen (Art. 16) im Hinblick auf den Prozess der
Indikatorenentwicklung (der konkreten Fördervoraussetzungen)
122 Derartige Erlasse werden nach Information des LUA einheitlich aufgebaut sein und enthalten die konkreten Ziele
sowie die Instrumente (keine ordnungsrechtlichen Auflagen) für die einzelnen Gebiete.

Aktuelle Anwendung im Rahmen der Agrarumwelt- und Artikel 16-Maßnahmen 209
7.3.2.6 Indikatorentyp – Ergebnis- oder maßnahmenorientierte Honorierung
Bei der Ausgleichszahlung nach Artikel 16 wird ausschließlich maßnahmenorientiert honoriert
(Abbildung 48). Dies wird, noch mehr als bei den Agrarumweltmaßnahmen, durch die
politischen Rahmenbedingungen forciert (vgl. Kap. 7.1.1). Die Zahlungshöhe muss sich nach
den entstehenden Kosten/dem Ertragsausfall der Landwirte richten. Anreize sind nicht erlaubt
(vgl. Kap. 7.1.2.2). Der Typus der Zahlung forciert damit im aktuellen Verständnis und den
aktuellen Ansätzen von Honorierungsinstrumenten geradezu eine maßnahmenorientierte
Honorierung. Hinzu kommt, dass in Schutzgebietsverordnungen die durchschlagende
Rechtsverbindlichkeit über Ge- und Verbote ebenfalls maßnahmen- bzw. handlungsorientiert
formuliert ist. Wenn die Notwendigkeit der ordnungsrechtlichen Auflagen als Voraussetzung für
Zahlungen nach Artikel 16 eng interpretiert wird und ausschließlich konkrete Ge- und Verbote
diesen Tatbestand erfüllen, ist es aktuell schwierig, eine Zahlung allein aufgrund eines
vorkommenden kulturbestimmten Lebensraumtypus zu gewähren (vgl. jedoch Argumentation in
Kap. 8.2.1.5).
Ergebnisorientierte
Honorierung
Abbildung 48: Typisierung der aktuellen Artikel 16-Maßnahmen (Art. 16) als ergebnisorientierte oder
maßnahmenorientierte ‚Honorierung’
7.3.3 Zusammenfassung und Schlussfolgerungen
Neben den Honorierungen für ökologische Leistungen auf freiwilliger Basis über
Agrarumweltmaßnahmen wurden ab dem Jahr 2000 zunehmend, aufgrund der Kofinanzierung
durch die EU im Rahmen des Artikel 16 VO (EG) 1257/1999, die so genannten Erschwernis-
oder Härtezahlungen in Deutschland flächenrelevant. Diese Zahlungen sollen die Umsetzung des
Natura 2000-Netzes unterstützen. Dabei handelt es sich um ein neues Instrument, bei dem
allerdings auf langjährige Erfahrungen (sowie im Rahmen der Eigentumsdogmatik intensiv
diskutierte Probleme) im Umgang mit Härte- und Erschwernisausgleichszahlungen aufgebaut
werden kann.
Art.
16
Maßnahmenorientierte
Honorierung

210 Kapitel 7
Die Analyse der aktuellen Zahlungen haben gezeigt, dass es sich, ausgehend von der Verteilung
der Eigentumsrechte, um Subventionen handelt. Es stellt sich jedoch die Frage, inwieweit Artikel
16-Maßnahmen nicht auch den Tatbestand abdecken, bei dem die Eigentumsrechte (nämlich die
an den individuellen Fähigkeiten) bei den Landwirten liegen, deren Bereitstellung jedoch für die
Produktion der ökologischen Güter (kulturbestimmte Lebensraumtypen nach Anhang I und
Arten nach Anhang II) verpflichtend notwendig ist. In diesem Fall wären Artikel 16-Maßnahmen
eine Honorierung. Die Gesellschaft verpflichtet den Landwirt zum Einsatz der individuellen
Fähigkeiten und wäre selbst verpflichtet, diese Leistung zu honorieren. Artikel 16 in dieser Art
und Weise auszubauen, also nicht allein die Kofinanzierung von Erschwernis- und
Härteausgleich, sondern auch die Kofinanzierung von ausgleichspflichtigen
Inhaltsbestimmungen 123 könnte das Spektrum der möglichen Umsetzungsmaßnahmen sinnvoll
erweitern (vgl. auch Kap. 8.2.1). Dies würde die Planungssicherheit der Landwirte und die
Akzeptanz für Natura 2000-Gebiete verbessern. Eine Ausweitung der ausgleichspflichtigen
Inhaltsbestimmungen auf derartige Pflegeverpflichtungen steht allerdings noch aus (vgl. Kap.
8.2.1.5).
Positiv, gerade im Vergleich zu den Agrarumweltmaßnahmen, ist bei Artikel 16-Maßnahmen zu
werten, dass die Ziele, auf die sich die Maßnahmen beziehen, klar definiert sind und damit die
Effektivität (Validität gegenüber Umweltzielen) evaluiert werden kann. Die Ableitung der
Indikatoren, an die die Zahlungen geknüpft sind, erfolgte bisher top down. Dabei werden
ausschließlich Maßnahmen-Indikatoren verwendet. Die mögliche Flexibilität im Bereich der
Maßnahmen bei verpflichtend definierten Zielen lässt eine ergebnisorientierte Honorierung hier
besonders interessant erscheinen.
123 hier immer als verpflichtender Einsatz individueller Fähigkeiten verstanden

Beispiele für ergebnisorientierte Honorierungsansätze 211
8 Beispiele für ergebnisorientierte Honorierungsansätze
Es werden zwei aktuelle Anwendungsbereiche diskutiert, die für eine ergebnisorientierte
Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft besonders interessant sind. Dabei wird
zum einen dargelegt, warum ergebnisorientierte Honorierung sich in diesen Fällen besonders
eignet und zum anderen wird beispielhaft aufgezeigt, wie auf der Grundlage der jeweiligen
Rahmenbedingungen und der bereits vorhandenen Datenlage Indikatoren für eine
ergebnisorientierte Honorierung abgeleitet und mit Zahlungen verbunden werden können.
8.1 Ergebnisorientierte Honorierung im Rahmen von Agrarumweltmaßnahmen zur
Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie
8.1.1 Rahmenbedingungen – Voraussetzungen für ergebnisorientierte Honorierung
Das europäische Parlament und der Rat haben am 23.10.2000 die ‚Richtlinie 2000/60/EG zur
Schaffung eines Ordnungsrahmens für Maßnahmen der Gemeinschaft im Bereich der
Wasserpolitik’, kurz Wasserrahmenrichtlinie (WRRL), verabschiedet. Durch die Wasserrahmen-
richtlinie wird die Wasser- und Gewässerschutzpolitik in Europa neu ausgerichtet. In
Deutschland hat der Bund die EU-Richtlinie für seinen Zuständigkeitsbereich durch die
Änderung des Wasserhaushaltsgesetzes vom 19. August 2002 in nationales Recht umgesetzt. Die
weiteren Umsetzungsschritte obliegen jedoch den Bundesländern.
Ziel der Richtlinie ist es, europaweit die Qualität der Oberflächengewässer und des
Grundwassers deutlich zu verbessern. Alle Mitgliedsländer sollen bis zum Jahr 2015 mindestens
einen ‚guten Zustand’ in allen oberirdischen Gewässern und im Grundwasser erreichen 124 .
Die Aufgaben nach In-Kraft-Treten der Wasserrahmenrichtlinie gliedern sich in vier wesentliche
Bereiche, die innerhalb der ersten 9 Jahre stufenweise zu realisieren sind (vgl. LAWA 2003):
• die Bestandsaufnahme der Gewässersituation innerhalb der Flussgebietseinheit in
wasserwirtschaftlicher, ökologischer und ökonomischer Hinsicht,
• Überwachung des Zustandes der Gewässer,
• die Konkretisierung der in der Flussgebietseinheit zu erreichenden Ziele hinsichtlich des
Zustandes der Gewässer,
124 Die Verlängerung der Frist ist unter bestimmten Voraussetzungen möglich.

212 Kapitel 8
• die Festlegung der zum Erreichen dieser Ziele notwendigen Maßnahmen bzw.
Maßnahmenprogramme.
Die WRRL gibt folgenden Zeitplan für ihre Umsetzung vor:
• bis Ende 2003: Umsetzung der Vorschriften in nationales Recht;
• bis Ende 2004: Bestandsaufnahme der Gewässer;
• ab 2006: Anhörung der Öffentlichkeit zu den Entwürfen der Bewirtschaftungspläne;
• bis Ende 2009: Aufstellung der Bewirtschaftungspläne, einschließlich der
Maßnahmenprogramme;
• bis Ende 2015: Erreichen des Ziels eines guten Gewässerzustandes.
Anschließend sind die Bewirtschaftungspläne im Turnus von 6 Jahren zu überarbeiten und
weitere Maßnahmen umzusetzen.
Der Bewirtschaftungsplan ist das wesentliche Instrument zu Erreichung der Ziele. Nach
Artikel 13 der Wasserrahmenrichtlinie sind für die Flussgebietseinheiten Bewirtschaftungspläne
zu erstellen. Die WRRL enthält einen ganzheitlichen Ansatz, der eine Gewässerbewirtschaftung
nach Flussgebietseinheiten von der Quelle bis zur Mündung vorschreibt. Der Regelungsraum ist
auf das zu lösende Problem zugeschnitten und nicht an bestehende administrative Einheiten
angepasst. Die Ausrichtung der Bezugsräume auf Flussgebiete und Flussgebietseinheiten, die
kombinierte Betrachtung naturwissenschaftlicher und sozioökonomischer Aspekte sowie der
hohe Stellenwert der Öffentlichkeitsbeteiligung zeigen den integrativen Planungsansatz. Der
Bewirtschaftungsplan soll Programme zur Überwachung der Gewässerqualität und
Maßnahmenprogramme zur Verbesserung des Gewässerzustandes enthalten. Nach Anhang VII
der Wasserrahmenrichtlinie enthält der Bewirtschaftungsplan u. a.:
• eine allgemeine Beschreibung der Flussgebietseinheit, d. h. der Oberflächengewässer und des
Grundwassers,
• eine Zusammenfassung aller signifikanten Belastungen und anthropogenen Einwirkungen,
• eine Kartierung der Schutzgebiete, Karten des Überwachungsnetzes für die Oberflächen-
wasserkörper, die Grundwasserkörper und die Schutzgebiete,
• eine Liste der Umweltziele für die Gewässer,
• eine Zusammenfassung der wirtschaftlichen Analyse,
• eine Zusammenfassung aller Maßnahmen und Maßnahmenprogramme gem. Artikel 11,
• eine Auflistung der zuständigen Behörden und
• eine Zusammenfassung der Maßnahmen zur Information und Anhörung der Öffentlichkeit.

Beispiele für ergebnisorientierte Honorierungsansätze 213
Die Gewässer werden auf der Grundlage ganzheitlicher Ansätze bewertet. Für
Oberflächengewässer sind zukünftig sowohl der gute ökologische als auch der gute chemische
Zustand als Ziele definiert. Insbesondere die in den Gewässern vorhandene Fauna und Flora
sowie das Vorhandensein bestimmter prioritärer Stoffe sind insoweit zukünftig für die Qualität
der Gewässer von maßgebender Bedeutung. Für das Grundwasser stellen der ‚gute chemische’ 125
und der ‚gute mengenmäßige Zustand’ 126 die zu erreichenden Ziele dar. Die WRRL verstärkt
damit die Bewirtschaftung der Gewässer nach Immissionsaspekten (LAWA 2001). Zustands-
Indikatoren zur Bewertung der Gewässer müssen zur Operationalisierung der Ziele entwickelt
werden.
Bei der Festlegung der Ziele kommt der Koordinierung in der gesamten Flussgebietseinheit eine
besondere Bedeutung zu. Zunächst sind die übergeordneten Ziele für die gesamte
Flussgebietseinheit zwischen den beteiligten Staaten/Ländern abzustimmen und auf die
Bearbeitungsgebiete 127 zu übertragen. Die Detailziele in den Bearbeitungsgebieten sind an den
übergeordneten Zielen auszurichten. In den Bearbeitungsgebieten dürfen keine Ziele verfolgt
werden, die die übergeordneten Ziele für die gesamte Flussgebietseinheit infrage stellen können
oder gar unmöglich machen. Eigenständige Ziele in den Bearbeitungsgebieten können ansonsten
unabhängig von den Gesamtzielen der Flussgebietseinheit verfolgt werden. Sie müssen jedoch
nur soweit im Bewirtschaftungsplan erfasst und durch die von der Wasserrahmenrichtlinie
vorgegebenen Maßnahmen abgearbeitet werden, wie sie der Erreichung der übergeordneten
Ziele dienen (LAWA 2003).
Mit dieser Operationalisierung der Ziele liegen die Voraussetzungen für umweltzielorientierte
Strategien vor und Honorierungsinstrumente können unter Berücksichtigung der Eigentums-
rechte eingesetzt werden, da in jedem Fall ex post die Möglichkeit besteht, den Erfolg der
eingesetzten Mittel zu prüfen (vgl. 6.3.5.1).
Im Falle des guten chemischen Zustandes der landwirtschaftlich beeinflussten Gewässerqualität
können die über Zustands-Indikatoren operationalisierten Umweltziele jedoch direkt
125 ‚guter chemischer Zustand des Grundwassers’: der chemische Zustand eines Grundwasserkörpers, der alle in
Tabelle 2.3.2 des Anhangs V aufgeführten Bedingungen erfüllt (Art. 2 (25) WRRL
126 ‚mengenmäßiger Zustand’: eine Bezeichnung des Ausmaßes, in dem ein Grundwasserkörper durch direkte und
indirekte Entnahme beeinträchtigt wird (Art. 2 (26) WRRL
127 Bei größeren Flussgebietseinheiten kann es zweckmäßig sein, diese in Bearbeitungsgebiete/Teileinzugsgebiete zu
untergliedern. Die Aufteilung in die Bearbeitungsgebiete ist Aufgabe der an einem Flussgebiet beteiligten Länder
bzw. Staaten. Die Bearbeitungsgebiete müssen nach hydrografischen, nur in begründeten Ausnahmen nach
verwaltungstechnischen oder anderen Gesichtspunkten ausgerichtet sein.

214 Kapitel 8
rationalisiert, das heißt derart definiert werden, dass Eigentumsrechte an diesen rationalisierten
Zielen ansetzten können (vgl. Kap. 6.1 und 8.1.3.3). Mit Hilfe von modellierten,
landwirtschaftlich verursachten Immissionen können Eigentumsrechte geschaffen und getauscht
werden, da diese die Anforderungen an Indikatoren als Ansatzstelle für Eigentumsrechte erfüllen
(vgl. Abbildung 20 sowie Kap. 6.3.4). In Abhängigkeit der Zielvorgaben für die
Gewässerqualität können für die jeweiligen Regelungsgebiete, z. B. für die Bearbeitungsgebiete,
Ziele bzgl. der landwirtschaftlich verursachten Immissionen aus den Gebieten in die relevanten
Gewässer definiert werden. Hervorzuheben ist, dass diese modellierten Immissionen nicht die
Zustands-Indikatoren ersetzten können, da sie für diesen Zweck (Monitoring) nicht valide genug
sind.
Die Maßnahmen der Maßnahmenprogramme, als zweiter wesentlicher Baustein der
Bewirtschaftungspläne, können direkt an den Immissionen ansetzen. Für die Honorierung
ökologischer Leistungen der Landwirtschaft heißt dies, dass die Honorierung für die
Verminderung von Nährstoffeinträgen ergebnisorientiert gestaltet werden kann. Ob und für
welche Bereiche derartige Instrumente eingesetzt werden, hängt jedoch wesentlich von der
Verteilung der Eigentumsrechte ab.
Im Zuge der Maßnahmenprogramme müssen Eigentumsrechte definiert werden. „Die
Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie wird zweifellos Konkretisierungen zu den
Begriffsinhalten der guten fachlichen Praxis erforderlich machen“ (Quast et al. 2002: 204). Die
mit Hilfe von modellierten Immissionen rationalisierten Ziele können je nach Zuteilung der
Eigentumsrechte zur Durchsetzung gesellschaftlicher Eigentumsrechte (Sozialpflichtigkeit des
Eigentums der Landwirte) oder zur Durchsetzung privater Eigentumsrechte mit Hilfe
ökonomischer Instrumente genutzt werden. Im ersten Fall wäre dies z. B. mit Abgaben möglich,
im zweiten Fall z. B. durch die Honorierung für Leistungen oberhalb der Sozialpflichtigkeit. Es
zeigt sich, dass im Zuge der Erarbeitung der Bewirtschaftungspläne und der Wahl der
Instrumente Eigentumsrechte geschaffen und durchgesetzt werden. Vor diesem Hintergrund ist
eine institutionalisierte Beteiligung der Öffentlichkeit ein wichtiger Baustein, um diesen Prozess
demokratisch zu gestalten.

Beispiele für ergebnisorientierte Honorierungsansätze 215
8.1.2 Bedeutung von Agrarumweltmaßnahmen für N-Immissionsminderung im Zuge
der Umsetzung der WRRL
Die landwirtschaftliche Nutzung wird über die Berücksichtigung der diffusen Belastungen 128 in
den Regelungsbereich der Wasserrahmenrichtlinie einbezogen. Die Landwirtschaft in
Deutschland verursacht ca. 48 % der Nitrateinträge aus diffusen Quellen in die
Oberflächengewässer (Isermann 1990). Dies zählt umso mehr, da der Anteil der diffusen Quellen
an dem gesamten Nitrateintrag für Deutschland auf ca. 60 % geschätzt wird (UBA 1997b). Dabei
ist der Austrag von Nitrat mit dem Sickerwasser im Wesentlichen vom Nitratgehalt im
Oberboden und der Wasserspeicherung oder Wasserbewegung im Boden abhängig (Bäumer
1992). „Ein Erreichen der in der WRRL verankerten Ziele wird daher in vielen Fällen nur bei
Änderung der gegenwärtigen landwirtschaftlichen Praxis möglich sein. Die von der
Bundesregierung angestrebte Neuausrichtung der Agrarpolitik stellt eine Chance dar, durch
Verknüpfung von Agrarumwelt- und Fördermaßnahmen mit den Zielen der
Wasserrahmenrichtlinie zu einem verbesserten Gewässerschutz zu gelangen“ (LAWA 2002: 4,
vgl. auch Quast et al. 2002).
Agrarumweltmaßnahmen, die zu einer Verminderung des Eintrages von Nährstoffen oder
Pflanzenschutzmitteln führen, können einen Beitrag zur Umsetzung der Ziele der
Wasserrahmenrichtlinie leisten und werden im Zuge der Aufstellung von Maßnahmen in den
Bewirtschaftungsplänen je nach Problemlage eine mehr oder weniger bedeutende Rolle spielen.
Die LAWA (2002) schlägt z. B. umweltschonenden Maisanbau, den Anbau von
Zwischenfrüchten, konservierende Bodenbearbeitung und extensive Fruchtfolgen als
Agrarumweltmaßnahmen zur Förderung der Zielerreichung der WRRL vor.
Die Frage ist, ob aus der WRRL eine flächendeckende Nachfrage an Zwischenfruchtanbau oder
an einer flächendeckenden konservierenden Bodenbearbeitung abzuleiten ist, für die die
Gesellschaft bereit ist, erhebliche finanzielle Mittel einzusetzen? Ein Blick auf die aktuell in
Brandenburg eingesetzten AUM, die zu einer Verminderung des Nährstoffeinsatzes führen 129 ,
soll die Problematik verdeutlichen.
Insgesamt wurden im Wirtschaftsjahr 2001/2002 auf 220.115 ha Agrarumweltmaßnahmen
durchgeführt, die mit einem verminderten Einsatz von Nährstoffen verbunden waren. Zum einen
unterscheiden sich die Maßnahmen hinsichtlich ihrer Reduzierung an Nährstoffen. So wurde im
128 nicht genau lokalisierbare bzw. flächenhafte Stoffeinträge
129 Extensive Grünlandnutzung (A1, A2), Integrierter Obst- und Gemüsebau (B1), Ökologischer Landbau (B3),
Umwandlung von Ackerland in Grünland (B5) vgl. Erläuterungen in Tabelle A-5 im Anhang

216 Kapitel 8
Rahmen der Halbzeitbewertung der AUM in Brandenburg eine Reduzierung des
Stickstoffeinsatzes gegenüber den Nichtteilnehmern an AUM von 68 % bei der extensiven
Grünlandnutzung, um 72 % beim Ökologischen Landbau und um ca. 20 % beim Integrierten
Obst- und Gemüsebau ermittelt (Matzdorf et al. 2003). Zum anderen ist entscheidend, ob die
Einsparung überhaupt eine ökologische Leistung darstellt, das heißt, ob die Maßnahmen dort zu
einer Reduzierung führen, wo Knappheiten auftreten, im hier diskutierten Beispiel, wo eine
Austragsgefährdung besteht und eine Eintragsverminderung in die Gewässer für die Erhaltung
oder Entwicklung der nachgefragten Gewässerqualität notwendig ist. In dem Fall wären die
Agrarumweltmaßnahmen räumlich äquivalente Indikatoren für die Umweltziele (vgl. 6.3.4.1).
Als Ausgangspunkt für eine derartige Bewertung kann die naturräumlich bedingte
Nitrataustragsgefährdung der Standorte genutzt werden. Die Daten dazu liefert eine digitale
Karte von Kersebaum et al. 2004, die in Abbildung A-3 im Anhang dargestellt ist und als
Datengrundlage für die Ableitung von Indikatoren einer ergebnisorientierten Honorierung noch
einmal in Kapitel 8.1.3.2 erläutert wird. Die Auswertung der InVeKoS-Daten (2002) auf
Flurebene ergibt, dass von den ca. 1,3 Mio. ha landwirtschaftlich genutzter Fläche 130 24 % in
Fluren liegen, die als relevant für N-Einträge ins Grundwasser (Stufe 2-4, vgl. Abbildung A-3 im
Anhang) bewertet wurden und 74 % in Fluren deren Relevanz als gering bewertet wurde 131 .
Bzgl. der Lage von eintragsmindernden Agrarumweltmaßnahmen in relevanten Gebieten zeigt
sich, dass auch hierbei die Mehrzahl der Agrarumweltmaßnahmen in Fluren ohne Relevanz liegt.
Insgesamt finden auf 17 % der LF relevante Agrarumweltmaßnahmen statt wobei 13 % in Fluren
stattfinden, deren Relevanz für N-Immissionen ins Grundwasser mit gering bewertet wurden und
4 % auf Fluren mit mittlerer bis sehr hoher Relevanz für N-Immissionen (Abbildung 49). Das
bedeutet, dass mehr als 75 % der eintragsminimierenden AUM auf Flächen stattfinden, die als
nicht bzw. gering relevant bewertet wurden.
130 Angaben aus InVeKoS 2002 im GIS auf Flurebene (Matzdorf et al. 2003)
131 Eine Erläuterung der Bildung der Relevanzklassen erfolgt in Kapitel 8.1.3.2.

Beispiele für ergebnisorientierte Honorierungsansätze 217
20%
4%
Nitrateintragsvermindernde AUM in und außerhalb
von sensiblen Gebieten
13%
2%
61%
LF in nicht sensiblen
Gebieten gesamt
LF in sensibelen Gebieten
gesamt
AUM nit. in sensiblen
Gebieten
AUM nit. in nicht sensiblen
Gebieten
LF nicht bewertet
Abbildung 49: Eintragsvermindernde Agrarumweltmaßnahmen (AUM) in Brandenburg innerhalb und
außerhalb von sensiblen Gebieten für N-Immissionen ins Grundwasser (eigene Berechnungen, Datengrundlage:
Kersebaum et al. 2004 und InVeKoS-Daten 2002)
Unter der hypotetischen Annahme, dass mit den betrachteten AUM überwiegend ein Beitrag zum
Gewässerschutz geleistet werden soll, stellt sich die Frage, ob die Maßnahmenausgestaltung in
dieser Art effizient ist oder ob die Honorierung nicht an andere Indikatoren als lediglich an die
Maßnahmen geknüpft werden sollte, um einen Beitrag für das Erreichen der Ziele der WRRL zu
leisten. Tatsächlich kann der Beitrag von Agrarumweltmaßnahmen bzgl. der Realisierung der
Ziele der WRRL auf eine Verminderung der Immissionen ins Gewässer eingeengt werden. Von
daher liegt es nahe, die Honorierung an eben diese Immissionen zu knüpfen.
8.1.3 Modellierte Stickstoffimmissionen als Anknüpfung für eine ergebnisorientierte
Honorierung am Beispiel des Landes Brandenburg
8.1.3.1 Standortverhältnisse und Bearbeitungsgebiete nach Wasserrahmenrichtlinie
Das Bundesland Brandenburg umfasst eine Fläche von 29.477 km². Die Einwohnerdichte ist mit
88 Einwohnern je km² im Vergleich zu anderen Bundesländern gering. Fast die Hälfte der
Landesfläche Brandenburgs wird landwirtschaftlich genutzt. Im Jahre 2002 betrug die
landwirtschaftliche Nutzfläche 1.339.100 ha und unterteilte sich in 77,5 % Ackerfläche, 22,1 %
Grünland sowie 0,4 % Dauerkulturen. Die Anbaustruktur war 2002 insgesamt durch einen hohen
Anbauumfang an Getreide charakterisiert. Der Getreideanteil an der gesamten Ackerfläche des

218 Kapitel 8
Landes Brandenburg betrug 54,4 %, der Ölfruchtanteil 12,7 % und der Anteil des Feldfutterbaus
12,7 %. Im Jahr 2000 bewirtschafteten in Brandenburg 440 Betriebe 87.217 ha (6,5 % der LF)
nach den Richtlinien des Ökologischen Landbaus. Damit liegt Brandenburg weit über dem
Bundesdurchschnitt von ca. 2 %. Etwa 40 % der Landesfläche Brandenburgs sind als
Schutzgebiete ausgewiesen, davon 5,1 % als Naturschutz- und 32,2 % als
Landschaftsschutzgebiete (LUA 2002).
Mit einer Wasserfläche von 3,4 % der Landesfläche ist Brandenburg eines der gewässerreichsten
Bundesländer. Aufgrund des hohen Redox- und Denitrifikationspotentials in den
Grundwasserleitern kommt es nur in Einzelfällen zu Nitratproblemen im Grundwasser (MLUR
2000).
Das Land Brandenburg ist als gewässerreich, aber niederschlagsarm zu charakterisieren. 34 %
der LN sind als grundwasserferne Sandstandorte geringer Bonität anzusprechen, die sich durch
geringe Wasserhaltefähigkeit auszeichnen und auf längere Trockenperioden mit Ertragsausfällen
reagieren. Ein weiteres Drittel der LN stellen Grundwasser beeinflusste Niedermoorstandorte
dar. In den letzten Jahren wurde dort mit zunehmender extensiver Grünlandnutzung (u.a. durch
AUM) wieder eine höhere Wasserhaltung möglich (MLUR 2003a). Etwa 10 % des
Wasserdargebots der LN werden in Niederungsgebieten durch Entwässerung für eine optimale
landwirtschaftliche Nutzung abgeführt. Insgesamt ist der Landschaftswasserhaushalt in
Brandenburg durch Defizite gekennzeichnet (MLUR 2003a).
Durch den hohen Anteil gut durchlässiger Böden (ca. 60 % Sandstandorte an der LF) und
grundwasserbeeinflusster Standorte (ca. 25 % der LF) besteht eine durchschnittliche
Stoffaustragsgefährdung ins Grundwasser bzw. Oberflächengewässer (Matzdorf & Piorr 2003).
Wenigstens ein Drittel der LF kann für die Belastung von Oberflächengewässern durch diffusen
Nitrataustrag relevant sein. Von diesen so genannten sensiblen Flächen gelangt Nitrat aus dem
Sickerwasser in das Grundwasser und von dort innerhalb weniger Jahre in die Gewässer, wobei
ggf. nur eine geringe Denitrifikation im Grundwasser stattfindet. Hinzu kommen
landwirtschaftliche Flächen mit Rohrdränungen, die ebenfalls als sensibel einzustufen sind.
Diese befinden sich in Brandenburg vorwiegend in der Uckermark und der Prignitz sowie auf
den Grundmoränenplatten Barnim und Lebus (Matzdorf & Piorr 2003).
Die Fließgewässergüte liegt überwiegend in den Güteklassen II-III (kritisch belastet 44,6 % bis
stark verschmutzt 15,5 %). Untersuchungen aus den Jahren 1993/1994 und 1998/1999 zur
Saprobie der Fließgewässer belegen eine deutliche Verbesserung der Gewässergüte
brandenburgischer Flüsse im Zeitraum 1990 bis 2001. Insbesondere die Fließgewässer der

Beispiele für ergebnisorientierte Honorierungsansätze 219
Güteklassen III-IV und IV, die 1990 noch 11,4 % aller untersuchten Abschnitte ausmachten,
haben sich um bis zu drei Gütestufen verbessert (Anteil der Fließgewässer mit Güteklasse III-IV
und IV 0,5 % in 2001). Hinsichtlich der Gewässerstrukturgüte wurde konstatiert, dass kein Fluss
als „unverändert“ oder „gering verändert“ bezeichnet werden kann. Fünf Flüsse sind als „mäßig
verändert“, elf als „deutlich verändert“, sechs als „stark verändert“ und drei als „sehr stark
verändert“ einzustufen. Die Situation hinsichtlich der Entwicklung der Gewässertrophie,
stellvertretend untersucht an der Havel als größtem brandenburgischen Fließgewässer und der
Spree als bedeutendstem Nebenfluss der Havel, hat sich ebenfalls positiv entwickelt. Die
Trophiestufen in den einzelnen Abschnitten verbesserten sich im Zeitraum 1991 bis 2001 um ein
bis zwei Stufen und liegen in den Trophieklassen II (eutroph) bis III-IV (polythroph bis
saprotroph) (LUA 2002). Insgesamt sind 3.710 km des Fließgewässernetzes des Landes
Brandenburg als sensible Fließgewässer eingestuft, von denen 1.719 km einen hohen Schutzwert
(Schutzwertstufe 1-3) haben (LUA 1998).
An den zehn im Rahmen der Wasserrahmenrichtlinie in Deutschland einzurichtenden
Flussgebietseinheiten (Donau, Rhein, Maas, Ems, Weser, Elbe, Oder, Schlei/Trave,
Warnow/Peene und Eider) hat Brandenburg Anteil an Elbe, Oder und Warnow/Peene. Die
Abbildung A-4 im Anhang zeigt die Koordinierungsräume und die im Entwurf vorliegenden
Bearbeitungsgebiete Brandenburgs im Überblick.
8.1.3.2 Methodik und Datengrundlage
Bei der Steuerung der Nährstoffimmissionen aus der Landwirtschaft in die Gewässer ist eine
Unterscheidung der landwirtschaftlichen Nährstoffeintragspfade geboten, da sich die
Eintragspfade hinsichtlich der Stoffkonzentrationen und der den Einträgen zugrunde liegenden
Prozesse stark voneinander unterscheiden. Prinzipiell können vier verschiedene Pfade
unterschieden werden (Behrendt et al. 1999: 47):
• Nährstoffeinträge in die Gewässer über die direkt auf die Wasseroberfläche eines Gebietes
fallenden Niederschläge (atmosphärische Deposition),
• Nährstoffeinträge, die über den Oberflächenabfluss in die Gewässer gelangen,
• Nährstoffeinträge, die an den hypodermischen Abfluss (interflow) bzw. eine schnelle
unterirdische Abflusskomponente gebunden sind, und
• Nährstoffeinträge über das Grundwasser (Basisabfluss) bzw. eine langsame unterirdische
Abflusskomponente.

220 Kapitel 8
In Abbildung 50 wird verdeutlicht, für welchen Eintragspfad im Folgenden die
ergebnisorientierte Honorierung diskutiert wird. Betrachtet werden die Nitrateinträge (als N-
Immission) aus der landwirtschaftlichen Nutzung über das System Boden in das Grundwasser
und von dort aus in die Flusssysteme.
Diese Einengung macht Sinn, da damit für einen bedeutenden Nährstoff sowohl das im Rahmen
der WRRL formulierte Schutzgut ‚Grundwasser’ angesprochen werden kann als auch einer der
wesentlichen Eintragspfade für das Schutzgut ‚Oberflächengewässer’ diskutiert wird. Der
Eintragspfad über das Grundwasser stellt bei Stickstoff mit über zwei drittel den bedeutendsten
Pfad innerhalb der diffusen Quellen dar (vgl. Abbildung 51). Die LAWA empfiehlt daher auch
bei der Ermittlung der signifikanten anthropogenen Belastungen durch diffuse Quellen für
Stickstoff „bei der Stickstoffbelastung die Verhältnisse der Zuleitung aus den
Grundwasserkörpern in die Oberflächengewässer heranzuziehen“ (LAWA 2003: Teil 3, 24). Der
Eintragspfad über den interflow (vgl. Abbildung 50) kann aufgrund der sehr komplizierten
Quantifizierung nicht berücksichtigt werden. Die prinzipielle Wirkung von Dränung wird
bewertet, kann jedoch aufgrund fehlender Daten in die räumliche Bewertung nicht einfließen.

Beispiele für ergebnisorientierte Honorierungsansätze 221
Erosion Erosion Erosion
Erosion
Um- Um- Um- und und und Ablagerung
Ablagerung
Ablagerung
Um- und Ablagerung
landwirtschaftlichen Nutzfläche
Nährstoffüberschuss im Oberboden
Nährstoffauswaschung
aus der Wurzelzone
Basisabfluss
Basisabfluss
Basisabfluss
Basisabfluss
Nährstoffbilanz auf der
Sorption, Sorption, Sorption, Sorption, Desorption Desorption Desorption Desorption Abschwemmung Abschwemmung Abschwemmung Abschwemmung
interflow interflow interflow interflow
Retention und Verluste
in der
ungesättigten Zone
Nährstoffeinträge in
das Grundwasser
Retention und Verluste
im Grundwasser
Nährstoffeintrag in die Flusssysteme
Nährstoffretention und -verluste in den Flusssystemen
Nährstofftransport in den Flüssen
Nährstoffeintrag in die Meere
Abbildung 50: Punktuelle und diffuse Eintragspfade und Prozesse in Flussgebieten Deutschlands
Hervorgehoben ist der Pfad für den eine ergebnisorientierte Honorierung in dieser Arbeit diskutiert wird.
(Quelle: in Anlehnung an Behrendt et al. 1999)
Dränage Dränage Dränage Dränage
atmosphärische atmosphärische Deposition Deposition
atmosphärische Deposition
versiegelte versiegelte urbane urbane Flächen Flächen
versiegelte urbane Flächen
Punktquellen
Punktquellen
Punktquellen

222 Kapitel 8
Diffuse Stickstoffeinträge aus Deutschland
nach Eintragspfaden (1993-97)
Abschwemmung
2%
Dränagen
21%
Erosion
2%
Atmosph.
Deposition
2%
Urbane
Flächen
6%
Abbildung 51: Stickstoffeinträge nach Eintragspfaden
(eigene Darstellung, Datenquelle: Behrendt et al. 1999)
Der Transport von Nitrat von den landwirtschaftlichen Flächen in die Flusssysteme erfolgt zum
großen Teil vertikal im ungesättigten Bereich und lateral im Grundwasser. Ausgehend von den
vier ‚Stufen’ des N-Eintragspfades aus der landwirtschaftlichen Nutzung in das Grundwasser
und die Fließgewässer (vgl. Abbildung 52) werden drei ‚Stufen’ diskutiert, auf denen N-
Immissionen quantifiziert bzw. bewertet werden und damit potentiell mit einer Honorierung
verknüpft werden können: die N-Immissionen in die ungesättigte Zone, die N-Immissionen in
das Grundwasser und die N-Immissionen in die Flusssysteme. In Abbildung 52 sind die
Ansatzstellen für die Honorierung, die in dieser Arbeit diskutiert werden, sowie die verwendeten
Modelle bzw. Daten dargestellt 132 .
Grundwasser
67%
132 Die Quantifizierung der Immissionen auf den Oberboden, das heißt die N-Saldenberechnung der
Produktionssysteme, ist ebenfalls, in Verbindung mit Standortdaten, ein lohnender Ansatz, wird jedoch in dieser
Arbeit nicht diskutiert.

Beispiele für ergebnisorientierte Honorierungsansätze 223
Ursache
(1)
(2)
(3)
(4)
Wirkung
Abbildung 52: Stufen des landwirtschaftlichen N-Eintrages als Ansatzstelle für eine ergebnisorientierte
Honorierung (Aufgeführt sind vorhandene Datengrundlagen für Brandenburg.)
Unter der Annahme, dass die Landwirte nicht bereit sind, unkalkulierbares Risiko zu
übernehmen (vgl. Diskussion in Kap. 6.3.5.1) und der prinzipiellen Schwierigkeit, N-
Immissionen zu messen, erfolgt die Indikatorendiskussion für modellierte N-Immissionen. Was
in dieser Diskussion nicht geleistet werden kann, ist eine ausführliche Bewertung des
verwendeten Modells. Prinzipiell ist dieser Aspekt entscheidend für das Risiko, das die
Gesellschaft vom Landwirt durch modellierte Indikatoren übernimmt (vgl. Kap. 6.3.5.1). Von
daher ist die Diskussion zur Validität der Modelle selbstverständlich für den tatsächlichen Erfolg
der Honorierung bzgl. der ökologischen Güter (landwirtschaftlich beeinflusste Qualität des
Grundwassers und der Oberflächengewässer) entscheidend.
Es sollte sich bei der Verwendung des Modells vor Augen geführt werden, dass die Variabilität
der realen Produktionsverfahren sowie der Standortverhältnisse sehr stark vereinfacht werden.
So werden die Anbauverfahren über standardisierte Fruchtfolgen erfasst (vgl. Kersebaum 1995,
Kersebaum & Beblik 2001), die im Einzelfall, auf der Objektebene, stark von den tatsächlichen
Anbauverhältnissen abweichen können. In Verbindung mit dem grundsätzlichen Problem der
Operationalisierung der Standortvielfalt werden die Grenzen der Validität für den Einzelfall sehr
deutlich.
Stufen des landwirtschaftlichen N-Eintrages
N-Emissionen aus dem
landwirtschaftlichen Verfahren
N-Emissionen aus der
Wurzelzone
N-Emissionen aus der
ungesättigten Zone
N-Emissionen aus dem
Grundwasser
N-Immissionen auf den
Oberboden
N-Immissionen in die
ungesättigte Zone
N-Immissionen in das
Grundwasser
N-Immissionen in die
Flusssysteme
Diskutierte Ansatzstellen für die
Honorierung
Modellierung des N-Austrags aus der
Wurzelzone mit Hilfe des Modell
HERMES (Kersebaum 1989, 95)
Quantifizierte N-Immissionen in
die ungesättigte Zone
digitale Standortdaten
(Kersebaum et al. 2004)
Bewertete N-Immissionen in das
Grundwasser
digitale Standortdaten
(Steidl et al. 2003)
Bewertete N-Immissionen in die
Flusssysteme

224 Kapitel 8
Für die Nutzung von Modellen für ergebnisorientierte Honorierungsansätze sind daher die
Weiterentwicklung der Modelle sowie die wissenschaftliche Diskussion zur Validität der
Modelle entscheidend (vgl. z. B. Umweltbundesamt 1997). 133
Ausgangpunkt für das in dieser Arbeit diskutierte Beispiel sind für Brandenburg flächendeckend
vorhandene Daten. Diese Einschränkung wurde bewusst gewählt, um den Ansatz auf der
aktuellen Planungsebene für Agrarumweltprogramme, dem Bundesland, diskutieren zu können.
Folgende Daten werden genutzt:
• Modellierte Nitrateinträge aus den landwirtschaftlichen Flächen Brandenburgs in die
ungesättigte Zone mit Hilfe des Modells HERMES unter vier Szenarien: konventionelle
Ackernutzung, Ökologischer Landbau, konventionelle Grünlandnutzung, extensive
Grünlandnutzung (Kersebaum 2004),
• Fluren Brandenburgs, die aufgrund der naturräumlichen Standortbedingungen für die
Belastung von Grundwasser durch diffusen Nitrateintrag aus der Landwirtschaft relevant
sind (Kersebaum et al. 2004),
• Landwirtschaftliche Standorte Brandenburgs, die aufgrund der naturräumlichen Standort-
bedingungen für die Belastung von Oberflächengewässern durch diffusen Nitrateintrag
relevant sind (Steidl et al. 2003),
• InVeKoS (2002): Datenbestand – Integriertes Verwaltungs- und Kontrollsystem auf
Flurebene (LVL). 134
Modellierung der N-Immissionen in die ungesättigte Zone (N-Emission aus der
Wurzelzone) mit HERMES
Für den Bereich der Stickstoffdynamik liegen Modellansätzen vor (Übersicht z. B. in Diekkrüger
et al. 1995, Engel et al. 1993). Für die vorliegende Arbeit konnte für Brandenburg der
flächendeckend modellierte Nitrataustrag aus der Wurzelzone (= N-Immissionen in die
133 Dem hier etwas sorglosen Umgang mit dem Problem sei ein Diskussionsbeitrag von Hofreither auf dem
Workshop „Stoffbilanzierung in der Landwirtschaft – ein Instrument für den Umweltschutz?!“ vorangestellt: „Es
wird erst eine Änderung geben, wenn die gesellschaftlichen Präferenzen in diese Richtung gehen. Wenn
Grundwasser in der Prioritätenreihung ganz vorn ist, haben wir die Lösung. Wir müssen also Argumente haben, um
das aufzubereiten. Ob unsere Messmethoden dabei exakt sind oder um 3 oder um 17 % abweichen, interessiert die
95 % der Österreicher, die mit Landwirtschaft nichts zu tun haben, nicht“ (in Umweltbundesamt 1997).
134 gekoppelt an digitale Flurübersichtskarte des Landes Brandenburg. Stand 27.03.2002 (Nutzung mit
Genehmigung der LGB, GB-G I/99) (LvermA)

Beispiele für ergebnisorientierte Honorierungsansätze 225
ungesättigte Zone) für vier verschiedene landwirtschaftliche Verfahren genutzt werden
(Kersebaum 2004). Die Modellierung erfolgte mit dem Modell HERMES (Kersebaum 1989,
1995). Das Modell HERMES stellt ein prozessorientiertes deterministisch-empirisches Modell
zur Simulierung der N-Dynamik dar (Kersebaum 1989). Das Modell berücksichtigt die
wesentlichen Prozesse der N-Dynamik im System Boden-Pflanze. Simuliert werden in
Abhängigkeit von Boden, Witterung und Bewirtschaftung der Wasserhaushalt (Verdunstung,
Wasserflüsse, Sickerwasserbildung bzw. kapillarer Aufstieg), die N-Mineralisation aus
organischer Substanz des Bodens und aus Ernteresiduen, die Denitrifikation, der N-Transport mit
dem Sickerwasser sowie die N-Aufnahme der Pflanzen. Einfache Abschätzungen werden zu
NH3-Verlusten und dem Anteil der N2-Fixierung an der Gesamtaufnahme der Pflanze gemacht.
Die Simulation liefert Aussagen über die durchschnittliche Grundwasserneubildung und
jährliche Nitratauswaschungen ganzer Fruchtfolgen. Zur Abbildung der unterschiedlichen
Kulturarten wurden pflanzenspezifische Parameter zu Wachstum und Pflanzenentwicklung
verwendet, die jedoch mit Ausnahme der Getreidearten bislang nur grob justiert sind. Eine
detaillierte Beschreibung des Modells ist in Kersebaum (1995) sowie in Kersebaum & Beblik
(2001) zu finden.
Mit dem Modell HERMES wurden für ganz Brandenburg der Stickstoffhaushalt in der
durchwurzelten Zone und die N-Emissionen mit dem Sickerwasser durch die Kombination von
Bodentypen, Grundwasserstand, Klimaregionen und Fruchtfolgen für landwirtschaftliche
Standortklassen für den Nitrataustrag aus der Wurzelzone über die gesamte LF unter
• konventioneller Ackernutzung (AL konv.),
• Ackernutzung im Ökologischen Landbau (AL öL),
• konventionelle Grünlandnutzung (GL konv.) und
• extensive Grünlandnutzung (GL ext.)
simuliert. Datenbasis dafür waren die natürlichen Standorteinheiten und Grundwasserstufen der
Mittelmaßstäbigen landwirtschaftlichen Standortkartierung (MMK 1:10000), mittlere jährliche
Niederschlagshöhen, hydrologische Karten zum Grundwasserflurabstand und zu entwässerten
Gebieten sowie die Biotoptypen- und Landnutzungskartierung von Brandenburg (MUNR 1995)
zur räumlichen Verteilung von Acker-, Grünland und Wald 135 . Es wurden standort- und
135 Eine Prüfung der Übereinstimmung des räumlichen Anteils von AL und GL über ‚CORINE land cover’ mit
aktuellen Flächenangaben zur landwirtschaftlichen Nutzung (InVeKoS 2002) auf Flurebene und der Biotoptypen-
und Landnutzungskartierung Brandenburgs und den InVeKoS-Daten ergab eine bessere Korrelation bei den Daten
aus der Biotoptypenkartierung (Prüfung erfolgte im Rahmen der Halbzeitbewertung des EPLR Brandenburgs).

226 Kapitel 8
nutzungssystemspezifische elementare Fruchtfolgen für Ökologischen und konventionellen
Landbau definiert. Die fruchtartenspezifischen Düngungsaufwendungen für den konventionellen
Landbau wurden in Abhängigkeit von standortspezifisch geschätzten Erträgen angesetzt (Piorr
1999, vgl. auch Kersebaum et al. 2003). Die ökologischen Anbauverfahren orientieren sich an
der EU-Verordnung zum Ökologischen Landbau (VO (EG) 1257/1991). Die durchschnittlichen
Effekte der Kombinationen von Boden und Produktionssystem sowie Grundwasser und
Produktionssystem sind für die vier Nutzungsvarianten (s.o.) in Kersebaum et al. (2003b) für das
Elbeeinzugsgebiet von Brandenburg dargestellt.
Fluren von Brandenburg, die aufgrund der naturräumlichen Standortbedingungen für die
Belastung des Grundwassers durch diffusen Nitrateintrag aus der Landwirtschaft relevant
sind (Kersebaum et al. 2004)
Das Reduktionspotential in der ungesättigten Zone wird als eher gering bis unbedeutend
eingeschätzt (z. B. Becker 1999). Schwierigkeiten bereiten jedoch die Prozesse im Bereich des
interflow (Behrendt et al. 1999). Bedeutung für den jeweiligen Grundwasserkörper hat die
Grundwasserbedeckung, da sie den darunter liegenden Grundwasserkörper vor vertikalen
Einträgen aus der Fracht des Sickerwassers schützt (Dannowski et al. 2002). In bedeckten
Grundwasserkörpern ist zudem häufig ein reduzierendes Milieu anzutreffen, das den Nitratabbau
im Grundwasser begünstigt (Wendland & Kunkel 1999).
Auf der Grundlage von Standorttypen der MMK, Klima (Niederschlagsklassen) und
Grundwasserflurabstand wurde die mittlere Austauschhäufigkeit des Bodenwassers in der
Wurzelzone berechnet und in Verbindung mit der Grundwasserdeckung die potentielle
Nitrateintragsgefährdung ins Grundwasser nutzungsunabhängig und konturenbezogen bewertet.
Durch die Kombination von Austauschhäufigkeit und Grundwasserdeckung erfolgte eine
Bewertung der Standorte in fünf Relevanzklassen, von äußerst relevant bis sehr wenig relevant
(vgl. Tabelle 12). Die Bewertung der Austauschhäufigkeit ist angelehnt an die Bewertung nach
DIN 19732 136 .
136 DIN 19732: Bestimmung des standörtlichen Verlagerungspotentials von nichtsorbierbaren Stoffen. Juni 1997.

Beispiele für ergebnisorientierte Honorierungsansätze 227
Tabelle 12: Beschreibung der Relevanzklassen von landwirtschaftlichen Standorten für die N-Immissionen
ins Grundwasser
Bedeckung des
Grundwasserleiters
Austauschhäufigkeit 1*a -1 in %
< 70 70-100 100-150 150-250 > 250
bedeckt sehr gering sehr gering gering gering mittel
wechselhaft sehr gering gering mittel mittel sehr
unbedeckt sehr gering gering mittel sehr äußerst
Quelle: Kersebaum et al. 2004
Die Daten der landwirtschaftlichen Nutzung (InVeKoS-Daten) liegen für Brandenburg auf der
Flurebene vor (Flurübersichtskarte LvermA 2002). Damit stellt die Flur die kleinste gemeinsame
geographische Einheit von naturräumlichen und landwirtschaftlichen Daten dar (durchschnittlich
120 ha). Auf der Grundlage der bewerteten naturräumlichen Standortdaten zur N-
Immissionsgefährdung (Konturenbezug) erfolgte eine Bewertung auf der Flurebene. Dieses ‘up-
scaling’ erfolgte mit Hilfe der Methode VERMOST (Vergleichsmethode Standort) (vgl. Thiere
et al. 1991, Deumlich et al. 1997). Ergebnis sind Fluren, die die naturräumliche Relevanz der
landwirtschaftlichen Fläche (ohne aktuelle Nutzung) für N-Immissionen ins Grundwasser
darstellen (Abbildung A-3 im Anhang).
Landwirtschaftliche Standorte Brandenburgs, die aufgrund der naturräumlichen
Standortbedingungen für die Belastung von Oberflächengewässern durch diffusen
Nitrateintrag relevant sind (Steidl et al. 2003)
Die Zeitspannen für den Transport von N-Emissionen über den Pfad Boden, Versickerung und
Grundwasser in die Oberflächengewässer differieren für die Standorte eines Flussgebietes
erheblich. Hinzu kommen standortabhängige Abbau- und Umwandlungsprozesse. In die
Bewertung der Relevanz von Standorten für die Gewässerbelastung durch Nitrateintrag sind
folgende Standorteigenschaften eingegangen (Steidl et al. 2002a):
• Hydrologisches Standortregime (Versickerungsfähigkeit, Staunässe- und
Grundwassereinfluss),
• Wasserspeichervermögen des Standortes,
• Entwässerung durch Grundwasserregulierungsanlagen oder Rohrdränungen,

228 Kapitel 8
• Eintragszeit des Stofftransfers von der Wurzelzone in die Entlastungsgewässer oder die
begleitenden Niederungen,
• Landnutzungsklasse des Standortes (Acker, Grünland, Siedlung usw.).
Für die Bewertung der Relevanz der Standorte für N-Immissionen in das Flusssystem ist die
Austragszeit ab dem Emissionsort (Grundwasser) die wichtigste, da mit der Dauer der
Austragszeit die Abbauprozesse länger wirken können. Im Gegensatz zu den aeroben
Bedingungen (ungesättigte Zone) findet unter anaeroben Bedingungen (Grundwasser) auf vielen
Standorten mikrobieller Nitratabbau statt (Obermann 1982, Böttcher et al. 1989). Wendland &
Kunkel (1999) haben für den überwiegenden Teil des Lockergesteinsbereiches des
Elbeeinzugsgebietes nitratabbauende Bedingungen ausgewiesen.
Die Austragszeit umfasst die Zeitspanne des Stofftransports von der Sickerwasserbildung bis zur
Exfiltration in ein Entlastungsgewässer oder dessen begleitende Niederungen, wobei für die hier
vorgenommene Bewertung die Zeitspanne ab dem Eintritt ins Grundwasser relevant ist.
Maßgeblich für die Austragszeit sind die Länge des Transportweges vom Emissionsort zum
Entlastungsgewässer, die Durchlässigkeit der grundwasserleitenden Gesteinseinheiten, die Höhe
der Grundwasserneubildung und das sich einstellende Grundwassergefälle (Steidl et al. 2002b:
93). Je nach der Entfernung zwischen Emissionsort und Entlastungsgewässer oder begleitenden
Niederungen kann der Stofftransit im Grundwasser also Jahre, Jahrzehnte bis Jahrhunderte
dauern. Unter Annahme einer Halbwertzeit von Nitrat unter anaeroben Bedingungen von fünf
Jahren und unter Rückgriff auf die autotrophe Denitrifikationsgleichung von Böttcher et al.
(1985, 1989) haben Steidl et al. (2002b) die Standorte entsprechend der Austragszeit in vier
Klassen eingestuft (vgl. Tabelle 13). Darüber hinaus wurden landwirtschaftliche Standorte mit
einem potentiellen Grundwasserflurabstand von weniger als 10 dm und einer ausgeglichenen
oder negativen klimatischen Wasserbilanz als ‚kaum relevant’ bewertet (vgl. Tabelle 13). Die
Bewertung der Standorte liegt auf Konturebene vor und wurde bisher noch nicht auf Flurebene
aggregiert (Abbildung A-5 im Anhang).

Beispiele für ergebnisorientierte Honorierungsansätze 229
Tabelle 13: Beschreibung der Relevanzklassen von landwirtschaftlichen Standorten für die N-Immissionen in
die Oberflächengewässer
Relevanzklasse Beschreibung
sehr relevant
relevant
gering relevant
nicht relevant
Quelle: Steidl et al. 2003, leicht verändert
landwirtschaftliche Standorte mit einem transitpfadbezogenen Retentionspotential
von höchstens 50 % (das bedeutet Transitzeiten von weniger als 5 bis 10 Jahren)
sowie auch
• landwirtschaftliche Standorte in Gewässernähe (< 50 m) und einem potentiellen
Grundwasserflurabstand von mehr als 10 dm
• landwirtschaftliche Standorte mit einem potentiellen Grundwasserflurabstand von
weniger als 10 dm und einer positiven klimatischen Wasserbilanz
• landwirtschaftliche Standorte mit Dränanlagen (können aus Gründen der
Datenverfügbarkeit aktuell nicht berücksichtigt werden)
landwirtschaftliche Standorte mit einem transitpfadbezogenen Retentionspotential
von mehr als 50 % aber höchstens 90 % (das bedeutet Transitzeiten zwischen 15 und
30 Jahren)
• landwirtschaftliche Standorte mit einem transitpfadbezogenen
Retentionspotential von mehr als 90 %, aber höchstens 99 % (das bedeutet
Transitzeiten zwischen 30 bis 55 Jahren)
• landwirtschaftliche Standorte mit einem potentiellen Grundwasserflurabstand von
weniger als 10 dm und einer ausgeglichenen oder negativen klimatischen
Wasserbilanz
landwirtschaftliche Standorte mit einem transitpfadbezogenen Retentionspotential
von mehr als 99 % (das bedeutet Transitzeiten von mehr als 55 Jahren)
8.1.3.3 Ermittlung der N-Immissionen
N-Immissionen erfüllen prinzipiell die Anforderungen an Agrarumweltindikatoren als Scharnier
zwischen Umweltzielen und Honorierungsinstrumenten (vgl. Kap. 6.3.4). Sie genügen dem
Anforderungskriterium der räumlichen Äquivalenz, denn sie sind auf landwirtschaftliche Fläche
(ha) normierbar und sind prinzipiell in allen Räumen valide gegenüber der durch die
Landwirtschaft beeinflussten Gewässerqualität. Was sich in den Räumen unterscheidet, sind die
Zielwerte. Dies hat Einfluss auf die praktische Erhebbarkeit. Die fehlende Problemkompatibilität
wird durch die Modellierung aufgehoben. Das Gleiche gilt für die Zeitäquivalenz 137 .
Immissionen sind sowohl den Landwirten als auch der Gesellschaft anschaulich vermittelbar und
sehr gut normierbar. Bei der Normierung ergibt sich allerdings für modellierte Indikatoren das
Problem, dass die modellierten Eingangsvariablen im Rahmen des EU-Prüfverfahrens bestehen
137 Damit ist nicht die fehlende Validität aufgehoben, vgl. Diskussion in Kapitel 8.1.3.2!

230 Kapitel 8
müssen (vgl. auch Anlastungsrisiko S. 129). Die praktische Erhebbarkeit stellt auch bei
modellierten Indikatoren ein Problem bzgl. des Aufwandes und der notwendigen Daten dar.
Gerade in diesem Bereich lässt jedoch die kurzfristige Entwicklung, bezogen auf die
naturräumlich bedingten Eingangsvariablen der Modelle, wesentliche Verbesserung erwarten
(vgl. Kap. 8.1.3.5).
Quantifizierung der N-Immissionen in die ungesättigte Zone
Dem Landwirt stehen prinzipiell zwei Handlungsebenen zur Verfügung, auf denen er agieren
kann, um die N-Immissionen zu vermindern:
1. das landwirtschaftliche Verfahren,
2. die Wahl des Standortes.
Auf diese beiden ‚Stellschrauben’ muss auch im Zuge der Modellierung reagiert werden. Für ein
Modell wie HERMES, das für die N-Immissionen in die ungesättigte Zone bereits beide
Parameter verknüpft, entsteht dadurch das Problem, dass sich die zu modellierenden
Handlungsalternativen stark erhöhen.
Mit dem Modell HERMES können N-Immissionen in kg N/(ha a) in die ungesättigte Zone über
eine Fruchtfolge errechnet werden. Damit können einerseits in der Quantifizierung
Standortparameter berücksichtigt werden, auf der anderen Seite stehen dem Landwirt damit aber
auch nur ‚vorgedachte’ Bewirtschaftungsalternativen zur Verfügung, nämlich die, für die die
Immissionen modelliert worden sind. Das heißt, die Schaffung von Handlungsalternativen,
zwischen denen der Landwirt entscheiden kann, sind für die erste ‚Schraube’, die Wahl der
landwirtschaftlichen Verfahren, relativ eng begrenzt. Für den Modellierungsansatz von
HERMES spricht jedoch, dass die modellierten N-Immissionen Durchschnittswerte über eine
Fruchtfolge darstellen. Eine Honorierung lediglich an einen einjährig ermittelten Saldo zu
knüpfen, würde nur dann sinnvoll sein, wenn das ökonomische Instrument so ausgestaltet wird,
dass es in beiden Richtungen wirkt. Um einen Referenzwert herum müsste ein Saldo, der
oberhalb liegt, mit einer Abgabe geahndet und ein unterhalb liegender Saldo honoriert werden.
Würde dies nicht berücksichtigt werden, könnten die Landwirte sich die Verringerung von
Emissionen für bestimmte Fruchtfolgeglieder honorieren lassen und dennoch aufgrund von
Kulturen mit hohen Emissionen in den Folgejahren eine N-Austragserhöhung verursachen.
Es werden im Folgenden die Potentiale an N-Immissionsverminderung in die ungesättigte Zone
für drei landwirtschaftliche Szenarien standortabhängig auf der Konturebene berechnet und im

Beispiele für ergebnisorientierte Honorierungsansätze 231
zweiten Schritt auf die Flurebene aggregiert. Ziel ist es, für ganz Brandenburg für die
ökologische Ackernutzung 138 , die extensive Grünlandnutzung und die Umwandlung von
konventionell genutztem Ackerland in extensiv genutztes Grünland auf Flurebene das Potential
an Verminderung der N-Immissionen pro ha und Jahr in die ungesättigte Zone darzustellen.
Ergebnis ist die Verminderung von N-Immissionen in die ungesättigte Zone in kg/(ha a) für drei
Verfahren auf einer großmaßstäbigen administrativen, landwirtschaftlichen Einheit (Flur), die in
Brandenburg bereits aktuell über GIS-Systeme mit den InVeKoS-Daten verknüpft ist.
Ausgangspunkt sind die modellierten N-Immissionen (jeweils über die gesamte LF, jedoch nach
AL und GL unterscheidbar) auf Konturenebene (Kersebaum 2004) von:
• konventioneller Ackernutzung (AL konv.),
• ökologischer Ackernutzung (AL öL),
• konventioneller Grünlandnutzung (GL konv.) und
• extensiver Grünlandnutzung (GL ext.).
Es wurden für die Standortvarianten die N-Immissionen in die ungesättigte Zone berechnet. Für
Brandenburg entstanden 422.606 räumlich verortete Konturen, denen neben den modellierten N-
Immissionen pro kg N/(ha a) für die vier Varianten auch der aktuelle Nutzungstyp (Grünland
oder Ackerland) auf der Grundlage der Biotoptypen- und Landnutzungskartierung von
Brandenburg (MUNR 1995) zugeordnet wurde.
Ausgehend von diesen Daten, wurde im ersten Schritt die N-Immission in kg N/(ha a) errechnet,
die jeweils bei einer konventionellen und bei einer ökologischen Ackernutzung der
Brandenburger Ackerflächen anfällt.
Die durchschnittliche N-Immission über ganz Brandenburg beträgt bei der konventionellen
Ackernutzung 47,4 kg N/(ha a) und bei ökologischen Ackernutzung 27,4 kg N/(ha a). Dabei
schwanken die Austräge von 0 bis 87 kg N/(ha a) bei der konventionellen und von 0 bis 67,6
kg N/(ha a) bei der ökologischen Ackernutzung. Für die zwei Grünlandvarianten konnten
Durchschnittswerte von 9,3 (0 bis 45,1) kg N/(ha a) für konventionell und 1,6 (0-14,4)
138 ökologische Ackernutzung = Ackerbau des Ökologischen Landbaus

232 Kapitel 8
kg N/(ha a) für extensiv genutztes Grünland für Brandenburg ermittelt werden. Die Ergebnisse
der räumlichen Verteilung der Austräge für ganz Brandenburg sind in den Abbildungen A-6 bis
A-9 im Anhang für die vier Nutzungsvarianten dargestellt.
Um das N-Immissionsverminderungspotential, das aufgrund der Verfahrens- und Standort-
kombination entsteht, räumlich differenziert zu ermitteln, wurden drei Szenarien auf
Konturenebene berechnet:
Szenario 1: die Umstellung von konventioneller Ackernutzung auf ökologische Ackernutzung
für alle Ackerstandorte (AL ökol. - AL konv.);
Szenario 2: die Umstellung von konventioneller Grünlandnutzung auf extensive
Grünlandnutzung für alle Grünlandstandorte (GL ext. - GL konv.);
Szenario 3: die Umstellung von konventioneller Ackernutzung auf extensive Grünlandnutzung
für alle AL-Standorte (GL ext. - AL konv.).
Die jeweiligen Differenzen stellen das Verminderungspotential der einzelnen Konturen dar. Die
jeweiligen Konturen wurden flächengewogen pro Flur gemittelt und stehen nun als Information
pro Flur zur Verfügung. Die Heterogenität der Konturen innerhalb einer Flur ist beispielhaft in
Abbildung A-10 im Anhang dargestellt. Die Ergebnisse der räumlichen Verteilung sind für
Flurklassen für die drei Verfahren in den Abbildungen A-11 bis A-13 im Anhang demonstriert.
Wie zu erwarten war, sind die größten Potentiale im Szenario 3 zu erkennen und die geringsten
im Szenario 2. So kann auf 35 % der Fluren durch eine Umwandlung von konventionell
genutzten Ackerflächen in extensives Grünland mehr als 50 kg N/(ha a) an Immissionen
vermindert werden. Derartig hohe Potentiale werden durch die ökologische gegenüber der
konventionellen Ackernutzung nur auf unter 2 % der Fluren und durch die extensive
Grünlandnutzung gegenüber der konventionellen gar nicht erreicht. In Abbildung 53 ist die
Verteilung der Fluren in den Potentialklassen für alle drei Szenarien dargestellt.

Beispiele für ergebnisorientierte Honorierungsansätze 233
kg N/ (ha a)
100%
80%
60%
40%
20%
0%
Verteilung der Fluren (n = 9.507) bzgl. ihrer
modellierten N-Immissionsverminderung
AL ökol. GL ext.
AL konv. in GL
ext.
> 80 0,00 0,00 0,00
> 65 und 50 und 35 und 20 und 0 und

234 Kapitel 8
die spätere Verknüpfung mit der Honorierung von Interesse, da damit die Steuerungswirkung
einer ergebnisorientierten Honorierung bewertet werden kann (vgl. Kap. 8.1.3.4).
AL in Tausend ha
Anteil der Ackerflächen und der Fluren in
N-Immissionsverminderungsgebieten durch ökologischen
Ackerbau
250,00
200,00
150,00
100,00
50,00
0,00
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65
Verminderung der N-Immission in kg/ (ha a)
Abbildung 54: Verteilung der Potentialflächen für die Verminderung von N-Immissionen unter Szenario 1
(eigene Berechnungen, Datenquelle: Kersebaum 2004 und InVeKoS-Daten 2002)
GL in Tausend ha
100,00
90,00
80,00
70,00
60,00
50,00
40,00
30,00
20,00
10,00
0,00
InVeKoS-Fläche AL 2002 Anzahl der Fluren
Anteil der Grünlandflächen und der Fluren in
N-Immissionsverminderungsgebieten durch
extensive Grünlandnutzung
0 5 10 15 20 25 30 35 40
Verminderung der N-Immission in kg/ (ha a)
InVeKoS-Fläche GL 2002 Anzahl der Fluren
Abbildung 55: Verteilung der Potentialflächen für die Verminderung von N-Immissionen unter Szenario 2
(eigene Berechnungen, Datenquelle: Kersebaum 2004 und InVeKoS-Daten 2002)
0
2500
2000
1500
1000
500
0
2500
2000
1500
1000
500
Anzahl der Fluren
Anzahl der Fluren

Beispiele für ergebnisorientierte Honorierungsansätze 235
AL in Tausend ha
Anteil der Ackerflächen und der Fluren in
N-Immissionsverminderungsgebieten durch Umw andlung von
konventionellem AL in extensives GL
160,00
140,00
120,00
100,00
80,00
60,00
40,00
20,00
0,00
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80
Abbildung 56: Verteilung der Potentialflächen für die Verminderung von N-Immissionen unter Szenario 3
(eigene Berechnungen, Datenquelle: Kersebaum 2004 und InVeKoS-Daten 2002)
Auf der Grundlage dieser Daten wurde ein flächengewogener Mittelwert des N-
Verminderungspotentials pro ha der aktuellen Potentialfläche für die drei Bewirtschaftungs-
varianten berechnet. Demnach können durch die ökologische Ackernutzung im Durchschnitt
20,1, durch die extensive Grünlandnutzung 5,8 und durch die Umstellung von Ackerland auf
extensiv genutztes Grünland 44,0 kg N/(ha a) Immissionen in die ungesättigte Zone vermindert
werden (siehe Abbildung 57). Die Ermittlung der maximalen N-Immissionsverminderung für
Brandenburg ergibt, dass mit der ökologischen Ackernutzung 19.712 Tonnen im Jahr gegenüber
einer konventionellen Nutzung, durch die extensive Nutzung des gesamten Grünlandes 1.563
Tonnen im Jahr gegenüber einer konventionellen Nutzung und durch die Umwandlung des
gesamten Ackerlandes in extensiv genutztes Grünland 43.829 Tonnen N pro Jahr erreicht werden
könnten (vgl. Abbildung 57). 46.769 ha Ackerland und 28.760 ha Grünland wurden allerdings
nicht mit berücksichtigt 139 , da für diese Flächen keine Angaben zum Verminderungspotential auf
Flurebene vorlagen. Nimmt man für die InVeKoS-Flächen dieser Fluren den jeweiligen
Mittelwert an, würden sich die absoluten N-Immissionsverminderungen pro Jahr noch einmal
139 Angaben zu AL und GL (MLUR 2003b)
Verminderung der N-Immission in kg/ (ha a)
InVeKoS-Fläche AL 2002 Anzahl der Fluren
1400
1200
1000
800
600
400
200
0
Anzahl der Fluren

236 Kapitel 8
um 940 für Ökologischen Landbau, 166 für extensive Grünlandnutzung und 2.057 Tonnen pro
Jahr für die Umwandlung von Ackerland in Grünland erhöhen.
Die Auswertung der InVeKoS-Daten pro Flur bzgl. der im Jahr 2002 angewendeten
Agrarumweltmaßnahmen ergab, dass mit diesen im Durchschnitt des Ökologischen Landbaus
19,1, mit der extensiven Grünlandnutzung 6,1 und mit der Umwandlung von Ackerland in
Grünland 50,8 kg N/(ha a) Immissionen verhindert werden 140 (vgl. Werte in Klammern in
Abbildung 57). Damit bestätigt sich, dass die Maßnahmen wenig zielgerichtet sind, sondern eher
die Durchschnittswerte von Brandenburg erreichen. Lediglich bei der Umwandlung von
Ackerland in Grünland zeigen die Werte, dass die aktuellen Maßnahmen überdurchschnittlich
effektiv sind.
t N pro Jahr
50000
45000
40000
35000
30000
25000
20000
15000
10000
5000
0
N-Immissionsverminderungspotential von drei Szenarien für
Brandenburg
44,3
20,1 (19,1)
19712
aktuell genutztes Ackerland wird
ökologisch genutzt
N-Immissionsreduzierungspotential in t N/ a
43829
Abbildung 57: N-Immissionsverminderung für drei Szenarien
In Klammern sind die Werte für die aktuell stattfindenden Agrarumweltmaßnahmen aufgeführt. (eigene
Berechnungen, Datenquelle: Kersebaum 2004 und InVeKoS-Daten 2002)
Mit diesen Daten kann die Honorierung für die drei Verfahren prinzipiell ergebnisorientiert bzgl.
des Ziels N-Immissionsverminderung gestaltet werden. Allerdings sind die dargestellten
Immissionen nur Indikatoren für die ungesättigte Zone. Die eigentlichen Schutzgüter
140 B3 AL = Ökologischer Landbau, A1, A2, B3 GL = extensive Grünlandnutzung, B5 = Umwandlung von
Ackerland in extensiv genutztes Grünland, vgl. Tabelle A-5 im Anhang
5,8
(6,1)
1563
aktuelles Grünland wird extensiv
genutzt
Flächengewogenes Mittel des N-Immissionsreduzierungspotentials in kg N/ (ha a)
(50,8)
aktuelles Ackerland wird in Grünland
umgewandelt
50
45
40
35
30
25
20
15
10
5
0
kg N pro ha und Jahr

Beispiele für ergebnisorientierte Honorierungsansätze 237
‚landwirtschaftlich beeinflusste Qualität des Grundwassers’ und ‚landwirtschaftlich beeinflusste
Qualität der Fließgewässer’ werden damit noch nicht indikativ abgebildet. Dazu sind die
Immissionen in eben diese beiden Schutzgüter zu quantifizieren oder mindestens zu bewerten.
Bewertung der N-Immissionen in das Grundwasser
Bisher liegen für die Quantifizierung der Immissionen in das Grundwasser keine
flächenrelevanten Modelle vor. Für Brandenburg erfolgte eine Bewertung der
landwirtschaftlichen Standorte bzgl. ihrer Relevanz für Einträge ins Grundwasser aus der
Kombination der Austauschhäufigkeit im Bodenwasser und der Grundwasserbedeckung
(Kersebaum et al. 2004) (vgl. Kap. 8.1.3.2). Diese Bewertung liegt auf Flurebene vor, so dass
damit die modellgestützten quantifizierten durchschnittlichen Immissionen in die ungesättigte
Zone bewertet werden könnten. Dem entgegen steht jedoch, dass das Kriterium
‚Austauschhäufigkeit des Bodenwassers’ für Immissionen in die ungesättigte Zone auch in der
Modellierung berücksichtigt worden ist (vgl. Abbildung 58). Die vorliegende Bewertung der
standörtlichen Relevanz für N-Immissionen ins Grundwasser bietet damit ideale
Voraussetzungen für die Verknüpfung der Ergebnisse aus N-Bilanzen der Produktionsverfahren
(Schlagbilanzen).
Wurzelzone
ungesättigte Bodenzone
gesättigte Bodenzone
(Grundwasser)
Modell HERMES
(Kersebaum et al. 2004)
Relevanz für Immissionen ins
Grundwasser (Kersebaum et al. 2004)
Relevanz für Immissionen in die
Oberflächengewässer (Steidl et al. 2003)
Abbildung 58: Berücksichtigung der Retention und Verluste auf dem N-Eintragspfad im Rahmen der
verwendeten Modelle bzw. Bewertungsansätze

238 Kapitel 8
Als Variable zur Bewertung der hier verwendeten modellierten N-Immissionen kann die
Information zu den Grundwasserdeckschichten direkt genutzt werden. Unter Bildung von
Gewichtungsfaktoren für die drei Situationen ‚bedeckt’, wechselhaft’ und ‚unbedeckt’ (vgl.
Tabelle 12) ist eine Bewertung der Immissionsverminderung in das Grundwasser prinzipiell
möglich. Eine Gewichtung der Relevanzklasse ist unter Definition des Risikoverhaltens durch
Experten vorzunehmen 141 .
Bewertung der N-Immissionen in das Flusssystem
Grundlage ist die Bewertung der Standorte nach Steidl et al. (2003) (vgl. Kap. 8.1.3.2). Eine
Quantifizierung der Reduktionspotentiale ist in jedem Fall nur als Abschätzung möglich (Steidl
et al. 2002b: 96). Bezüglich der Standortklassen, die aufgrund des Kriteriums ‚Austragszeit’
bewertet wurden (vgl. Tabelle 13) ist eine Abschätzung des Nitratabbaus bis zum Immissionsort
(Entlastungsgewässer) möglich. Es ergibt sich nach der Methode, die der Bewertung nach Steidl
et al. zugrunde liegt, eine Nitratkonzentration beim Erreichen der Entlastungsgewässer nach 5
Jahren von 50 %, nach 10 Jahren von 25% und nach 50 Jahren von weniger als 0,1 % der
ursprünglichen Konzentration am Emissionsort (Steidl et al. 2002b). Auf dieser Grundlage
können Gewichtungsfaktoren für die N-Immissionen in die Oberflächengewässer definiert
werden, da damit direkt an die modellierten N-Immissionen in die ungesättigte Zone angeknüpft
werden kann (vgl. Abbildung 58). Dies gilt unter der Annahme, dass kein Nitratabbau und kein
interflow auf dem Weg zum Grundwasser stattfindet. In Tabelle 14 sind Vorschläge für
Gewichtungsfaktoren in Abhängigkeit der Bewertungsklassen definiert. Der Gewichtungsfaktor
für die Bewertung ‚gering relevant’ (vgl. Tabelle 13) wurde einheitlich gewählt, fußt jedoch auf
der austragszeitabhängigen Bewertung. Die grobe Stufung verdeutlicht die Unsicherheit, die mit
der Bewertung der Standorte verbunden ist.
141 Es wäre zu prüfen, ob die deutschlandweit vorliegenden Daten (ebenfalls modelliert) zum baseflow-Index nicht
ebenfalls oder besser geeignet sind (Neumann & Wycisk 2003).

Beispiele für ergebnisorientierte Honorierungsansätze 239
Tabelle 14: Vorschlag für Gewichtungsfaktoren in Anlehnung an die geschätzten N-Immissionen in das
Flusssystem
Relevanzklasse für N-Immissionen in
die Flusssysteme
Gewichtungsfaktor für die Bewertung der modellierten
Immissionen in die ungesättigte Zone
sehr relevant 1
relevant 0,5
gering relevant 0,25
nicht relevant 0
Quelle: in Anlehnung an Vorschläge für Gewichtungsfaktoren in Steidl et al. 2002b
8.1.3.4 Honorierungsverfahren
Prinzipiell stehen mit den rationalisierten N-Immissionen auf Flurebene Optimierungsgrößen für
verschiedene Honorierungsinstrumente zur Verfügung, so z. B. auch für Bieterverfahren.
Im Rahmen dieser Arbeit wird ein sehr pragmatisch gewähltes Beispiel für die Nutzung der N-
Immissionen als Anreizkomponente im Rahmen des europäischen Honorierungssystems (aktuell
nach VO (EG) 1257/1999) gewählt. Der Ansatz zeichnet sich vor allen Dingen dadurch aus,
unter den gegebenen Rahmenbedingungen der EU (vgl. Kap. 7.1.2) und der WTO (vgl. Kap.
7.1.1) kurzfristig in der Praxis umsetzbar zu sein und damit aktuell flächenrelevant werden zu
können. Es wurde mehrmals auf die entscheidende aktuelle und wohl auch künftige Restriktion
hingewiesen, dass sich der Preis an den Herstellungskosten zu orientieren hat und dass aktuell
lediglich ein Anreiz von 20 % dieser Herstellungskosten zugelassen wird. Dies wurde als feste
Restriktion angenommen. Darüber hinaus wurden die modellierten Immissionen in die
ungesättigte Zone Ansatzstelle für die Honorierung genutzt. Die weitere Bewertung, im
Speziellen die Bildung von Faktoren bzgl. der Immissionen ins Grundwasser und in die
Flusssysteme bedarf erst einer weiteren Diskussion und Festlegung durch Experten.
Folgender Ansatz wird vorgeschlagen:
Die Honorierung ökologischer Leistungen setzt sich zusammen aus einer maßnahmenorientierten
Grundvergütung und einer ergebnisorientierten Qualitätshonorierung. Dieser Ansatz wird den
Rahmenbedingungen am besten gerecht und ist auch für die Honorierungsansätze geeignet, bei
denen die ergebnisorientierte Honorierung an Zustands-Indikatoren ansetzt und damit eine
Risikoübernahme vom Landwirt verlangt (vgl. Kap. 6.3.5.1). Die Grundvergütung stellt einen
kalkulierbaren Preisanteil dar.

240 Kapitel 8
Wie ein derartiger Ansatz für die ergebnisorientierte Honorierung der Verminderung der N-
Immissionen in die Gewässer aussehen kann, wird für die drei Maßnahmen ökologische
Ackernutzung, extensive Grünlandnutzung und die Umwandlung von Ackerland in Grünland
aufgezeigt. Dabei wird folgendermaßen vorgegangen:
1. Bestimmung der Relevanz der Maßnahmen für das Ziel der N-Immissionsverminderung in
die Gewässer,
2. Feststellung des Handlungsbedarfs,
3. Bestimmung des Preises pro kg N Immissionsverminderung im Jahr.
Schritt 1
Die Relevanz wird auf der Grundlage des flächengewogenen Mittelwertes der N-Verminderung
pro ha und Jahr festgestellt. Wie in Abbildung 57 dargestellt, unterscheidet sich dieser Wert stark
innerhalb der einzelnen Maßnahmen. Während mit der ökologischen Ackernutzung und der
Umwandlung von konventionellem Ackerland in extensives Grünland mit 20 und 44 kg/(ha a)
eine relevante Größe realisiert werden kann, sind die Effekte der extensiven Grünlandnutzung
gering. Für die durchschnittlichen 5,8 kg N/(ha a) lohnt sich, allein aus Gründen der
Transaktionskosten, keine ergebnisorientierte Honorierung der N-Immissionsverminderung, so
dass diese Maßnahme im Folgenden nicht weiter berücksichtigt wird. Die Flächenverteilung der
Potentialflächen beim Ökologischen Landbau (vgl. Abbildung 55) deutet darauf hin, dass die
Effektivitätsverbesserung durch eine ergebnisorientierte Honorierung bei dieser Maßnahme
geringer ist als bei der Ackerumwandlung (vgl. Abbildung 56), da sich der größte Anteil der
Potentialfläche beim Ökologischen Landbau im Bereich des Durchschnittes befindet. Ein
Effektivitätssteigerungspotential wird jedoch beiden zugesprochen.
Schritt 2
Auf der Grundlage der aktuellen Daten der angewendeten Maßnahmen wird der
Handlungsbedarf bestimmt. Ausgangspunkt dafür sind flächengewogene Mittelwerte der
Immissionsverminderung der aktuell durchgeführten Maßnahmen gegenüber dem Durchschnitt
des jeweiligen Regelungsraums. Liegt der Mittelwert der aktuellen Maßnahmen bereits deutlich
oberhalb des räumlichen Mittelwertes, besteht wenig Handlungsbedarf, ergebnisorientierte
Honorierung einzusetzen. Bezogen auf Brandenburg zeigen die Daten, dass die aktuellen
Flächen des Ökologischen Landbaus im Durchschnitt mit 19,1 kg N/(ha a) noch unter dem Wert
der Brandenburger Flächen mit 20,1 kg N/(ha a) liegen. Die Umwandlung von Ackerland in

Beispiele für ergebnisorientierte Honorierungsansätze 241
extensives Grünland wird hingegen überdurchschnittlich effektiv angewendet (vgl. Abbildung 57
und deren Erläuterung). Bei beiden Maßnahmen zeigen die Daten jedoch, dass noch
Effektivitätsgewinne möglich sind und eine ergebnisorientierte Anreizkomponente sinnvoll ist.
Schritt 3
Insgesamt darf die Honorierung nicht 120 % der ermittelten Kosten für die Erbringung der
Leistung übersteigen. Mit dem jeweils sehr genau ermittelten Mittelwert der N-
Immissionsverminderung durch die Maßnahmen liegt ein Wert vor, der als Ausgangspunkt für
die Bestimmung der Prämie pro kg N genutzt werden kann. Dieser Mittelwert kann den
durchschnittlichen Kosten für die Maßnahme gegenübergestellt werden. Das heißt, Landwirte,
die den N-Immissionsverminderungsdurchschnitt erreichen, sind berechtigt, die volle Prämie zu
erzielen (normative Annahme). Da 20 % Anreiz für die Verteilung der Immissionen oberhalb des
Durchschnittes zur Verfügung stehen, kann 20 % der Prämie auf die durchschnittliche N-
Immissionsverminderung angerechnet werden. Daraus ergibt sich folgende Gleichung für die
Bestimmung der Prämie pro kg N/a.
PN =
PFla * 20/100
MNM
PN = Prämie in €/ (kg N)
PFla = Aktuelle Flächenprämien in €/ (ha a)
MNM = Flächengewogener Mittelwert der N-Immissionsverminderung
der Maßnahme in kg N/ (ha a)
Um die Steuerungswirkung unter den gegebenen Rahmenbedingungen und bei gleichem Budget
zu verbessern, erhalten die Landwirte 80 % der aktuellen Flächenprämie (80 % der
durchschnittlichen Kosten der Maßnahme) als Sockelbetrag maßnahmenorientiert und 40 %
ergebnisorientiert. Ist für eine Maßnahme die gesellschaftliche Nachfrage, für die die Prämie
gezahlt wird, multifunktional, wird eine ergebnisorientierte Honorierung nur als Anreiz von 100-
120 % eingesetzt. Dies trifft für den Ökologischen Landbau zu 142 . Aus Gründen der Effizienz
wird eine einheitliche Prämie für alle Maßnahmen pro kg N-Immissionsverminderung gezahlt.
Die Prämie richtet sich nach den geringsten Vermeidungskosten bzw. dem preiswertesten
142 Es ist erklärtes politisches Ziel, die Fläche des ökologischen Landbaus zu erhöhen (BMVEL).

242 Kapitel 8
Angebot. Im Vergleich der beiden Maßnahmen ergibt sich, dass das kg N an
Immissionsverminderung nach der obigen Formel bei den aktuellen Prämien in Brandenburg für
die ökologische Ackernutzung 1,50 € und für die Umwandlung von Ackerland in Grünland
1,16 € kostet (vgl. Tabelle 15).
Tabelle 15: Prämienkalkulation pro kg verminderter N-Immission für zwei Agrarumweltmaßnahmen
Maßnahme Aktuelle
Flächenprämienhöhe
ökologische
Ackernutzung
Umwandlung von
Ackerland in extensiv
genutztes Grünland
in €/(ha a)
Durchschnittliche N-
Immissionsverminderung
in kg N/(ha a)
Prämie pro N-
Immissionverminderung
in €/(kg N)
150 20 1,50
255 44 1,16
Das Verfahren lässt sich in dem vorgegebenen Rahmen sehr gut variieren und an die Akzeptanz
bzw. die aktuell auftretenden Knappheiten anpassen. Soll der Spielraum des 20 %igen Anreizes,
den die EU bisher zulässt, voll ausgenutzt werden, kann sich die Prämie pro kg N-
Immissionsverminderung an den teuersten Vermeidungskosten orientieren. Für die preiswerteren
Maßnahmen bzgl. der N-Immissionsvermeidung muss die Prämie dann bei 120 % der
Maßnahmenkosten gedeckelt werden. Durchschnittsprämien aus allen relevanten Maßnahmen
sind in gleicher Weise umsetzbar. Was dem Konzept der ergebnisorientierten Honorierung
entgegen wirkt, ist eine maßnahmenabhängige Prämienhöhe.
Für die Maßnahmen ökologische Ackernutzung und Umwandlung von Ackerland in extensives
Grünland ergeben sich nach dem beschriebenen Verfahren die in Abbildung 59 dargestellten
Förderungssätze. Die Deckelung im Fall der Variante ‚Orientierung an den hohen
Vermeidungskosten’ für die Umwandlung von Acker- in Grünland bewirkt, dass bei der
vorgeschlagenen Honorierung jede weitere Immissionsvermeidung ab 68 kg N/(ha a) nicht mehr
honoriert wird. Allerdings gilt dies nur, wenn die gesamte Umwandlungsfläche hoch effektiv ist
(mehr als 68 kg N Immissionsvermeidung pro ha und Jahr). Ansonsten dürfte aus der EU-
Rechtslage nichts gegen eine Ausnutzung des Puffers sprechen, der aufgrund der gesamten
Umwandlungsfläche gegebenenfalls besteht. Des Weiteren ist zu beachten, dass bei einer Prämie
von 1,5 €/kg N bereits für Flächen in Fluren mit einer Verminderung von 34 statt 44 kg N/(ha a)
Beträge gezahlt werden, die 100 % der kalkulierten Kosten entsprechen. In den Abbildungen

Beispiele für ergebnisorientierte Honorierungsansätze 243
A-14 und A-15 im Anhang sind für die ökologische Ackernutzung und die Umwandlung von
konventionellem Ackerland in extensives Grünland die Fluren dargestellt, auf denen die
Landwirte bei einer Prämie von 1,5 €/kg N überdurchschnittlich honoriert werden würden.
Prozent der kalkulierten Kosten der Maßnahme
120
100
80
60
40
20
0
Abbildung 59: Vorschlag für eine ergebnisorientierte Honorierung der N-Immissionsverminderung für zwei
Agrarumweltmaßnahmen unter Nutzung von zwei Optimierungsstrategien
8.1.3.5 Diskussion und Ausblick
Die ergebnisorientierten Anreize werden für die Entscheidung eines Landwirtes zur Umstellung
auf Ökologischen Landbau in der Praxis in Brandenburg wahrscheinlich aufgrund der
Flächenverteilung (s. S. 240), aber auch aufgrund der Tatsache, dass eine derartige
Betriebsentscheidung von einer Vielzahl an Faktoren bestimmt wird, relativ geringen Einfluss
haben. Die Umwandlung von Ackerland in Grünland ist jedoch sehr gut für ergebnisorientierte
Honorierung geeignet, nicht zuletzt, da hierbei Einzelflächen eines Betriebes gezielt ausgewählt
werden können.
Prämie pro kg
N-Immissionsverminderung resultiert aus
geringsten
höchsten
Vermeidungskosten
Vermeidungskosten
1,16 €/kg N
ab 20 kg N/ ha
150
€/ha
1,16 €/kg N
204
€/ha
1,5 €/kg N ab
20 kg N/ ha
150
€/ha
1,5 €/kg N
bis max.
102 €/ha
204
€/ha
AL ökol. Al in GL AL ökol. AL in GL
ergebnisorienterte
Honorierung
maßnahmenorientierte
Honorierung
Eine ergebnisorientierte Honorierung kann dabei gezielt dort eingesetzt werden, wo aus der
Bestandsaufnahme der Wasserrahmenrichtlinie Handlungsbedarf abgeleitet wurde, also dort, wo
die gesellschaftliche Nachfrage besteht. Einer differenzierten Nachfrage kann durch

244 Kapitel 8
unterschiedliche Ausgestaltung und damit Steuerungswirkung der Anreize begegnet werden
(s. o. diskutierte Wirkung unterschiedlicher Prämienhöhe pro kg N-Verminderung). Die
Regelungsräume ergeben sich aus den künftigen Gebieten, für die die Bewirtschaftungspläne
erstellt werden. Ob dies für Koordinierungsräume oder einzelnen Bearbeitungsgebiete in
Brandenburg stattfindet, wird sich nicht zuletzt aus der Bestandsaufnahme ergeben, die Ende
2004 abgeschlossen werden wird.
Die hier vorgestellte Methode zur ergebnisorientierten Honorierung bietet insbesondere für die
horizontalen Ackermaßnahmen, die aktuell im Rahmen der Modulation angeboten werden,
Möglichkeiten der Effektivitäts- und Effizienzsteigerung (z. B. für Fruchtfolgen mit
Zwischenfrüchten und Untersaaten, vgl. für Brandenburg aktuelle Fördertatbestände des
KULAP). Dies gilt insbesondere, da das Ziel dieser Maßnahmen neben der Erosionsvermeidung
hauptsächlich auf die Verminderung von Stoffeinträgen in die Gewässer abzielt. Von daher wäre
eine Modellierung derartiger Fruchtfolgen, wie sie aktuell gefördert werden, besonders
interessant, um diese für eine ergebnisorientierte Honorierung zu rationalisieren. Dabei könnten
Prämienkalkulationen für derartige Maßnahmen auch zu 50 % und mehr ergebnisorientiert
gestaltet werden, sofern der politische Wille, das heißt versteckte Distributionskriterien, dem
nicht entgegenstehen. Die Modulationsmaßnahmen sollten in jedem Fall nicht dazu dienen, das
in der ersten Säule eingesparte Geld unter dem Deckmantel von Umweltmaßnahmen wieder
‚gerecht’ über das Land zu verteilen.
Für die Weiterentwicklung derartiger Ansätze werden aktuell sehr gute Bedingungen geschaffen,
indem in ganz Europa das Integrierte Verwaltungs- und Kontrollsystem (InVeKoS) an GIS-
Systeme 143 gekoppelt werden und dies auf einer Maßstabsebene, die ergebnisorientierte
Honorierungsansätze sehr gut unterstützen würde. Die kleinste räumliche Einheit, der künftig die
Fördertatbestände zugeordnet werden, ist mindestens der Feldblock (in Deutschland alle Länder
außer Baden-Württemberg, Bayern, Hessen, Rheinland-Pfalz, Saarland) oder noch
großmaßstäbigere Einheiten (in Deutschland Feldstück in Bayern sowie Schlag in Baden-
Württemberg, Bayern, Hessen, Rheinland-Pfalz und Saarland). Der Feldblock ist definiert als die
landwirtschaftlich nutzbare Fläche innerhalb von naturräumlichen und/oder urbanen Grenzen,
also innerhalb der so genannten Außengrenze der Landwirtschaft 144 .
143 vgl. aktuelle Anforderungen an das InVeKoS laut VO (EG) 1593/2000 und VO (EG) 118/2004
144 Der Feldblock wird in der Regel vollständig von nicht landwirtschaftlich nutzbaren Flächen umgeben (Wege,
Gräben, Straßen, Ortschaften usw.) Ein Feldblock kann in Feldstücke oder Schläge gegliedert sein, beinhaltet jedoch
immer nur eine bestimmte Bodennutzungskategorie, d. h. entweder Ackerland oder Grünland oder Dauerkulturen.

Beispiele für ergebnisorientierte Honorierungsansätze 245
Die hier vorgestellte Methode der mittleren N-Immissionsminderung pro Flur für die einzelnen
Maßnahmen kann in gleicher Weise auf die Ebene des Feldblocks angewendet werden und die
Zielgenauigkeit bzw. die Validität der Immissions-Indikatoren weiter verbessern.
8.2 Ergebnisorientierte Honorierung im Rahmen von Artikel 16-Maßnahmen zur
Umsetzung der FFH-Richtlinie
8.2.1 Rahmenbedingungen – Voraussetzungen für ergebnisorientierte Honorierung
8.2.1.1 Natura 2000-Netzwerk
Mit dem Naturschutzkonzept ‚Natura 2000’ verfolgt die Europäische Union das Ziel, ein
flächendeckendes Netz von Schutzgebieten in allen Mitgliedstaaten zu errichten. Mit Hilfe der
Schutzgebiete soll die biologische Vielfalt in Europa bewahrt werden (z. B. Ssymank 1994,
Gellermann 1998, Ssymank et al. 1998).
Natura 2000 basiert auf zwei Richtlinien der Europäischen Union, der Vogelschutzrichtlinie
(79/409/EWG) aus dem Jahr 1979 und der Fauna-Flora-Habitat-Richtlinie (FFH-Richtlinie)
(92/43/EWG) aus dem Jahr 1992. Die beiden Richtlinien verpflichten die Mitgliedstaaten,
naturschutzfachlich geeignete Gebiete als Natura 2000 auszuweisen. Die Gebiete werden
ausgewählt anhand von gefährdeten Lebensraumtypen (LRT), die im Anhang I der FFH-
Richtlinie aufgeführt sind, und von Tier- und Pflanzenarten, die im Anhang II der FFH-
Richtlinie bzw. im Anhang I der Vogelschutzrichtlinie benannt sind. Sobald die
gemeinschaftliche Liste aller Natura 2000-Gebiete vom Europäischen Rat beschlossen worden
ist, sind die Mitgliedstaaten verpflichtet, die gemeldeten Gebiete unter den Schutz des nationalen
Rechts zu stellen. Das Natura 2000-Netzwerk wird sich aus ‚Special Protection Area’ (SPA) für
wildlebende Vogelarten infolge der Umsetzung der Vogelschutz-Richtlinie und ‚Special Areas
of Conservation’ (SAC) als Umsetzung der FFH-Richtlinie zusammensetzen. Der Aufbau des
Natura 2000-Netzes und eine Erläuterung der Gebietskategorien ist in Abbildung A-16 im
Anhang dargestellt.
Der EuGH hat klargestellt, dass die Auswahl der Gebiete allein den naturschutzfachlichen
Kriterien der Richtlinie genügen muss und keine Handlungsspielräume für politische, soziale
oder wirtschaftliche Abwägung lässt. Es hängt selbstverständlich trotzdem in hohem Maß von
der Willfähigkeit und der Durchsetzungsfähigkeit der verantwortlichen Behörden der
Mitgliedstaaten ab, diese Anforderung im politischen Raum umzusetzen. Die zögerliche
Meldung, die Diskrepanz zwischen den durch die Bundesländer gemeldeten Listen und den

246 Kapitel 8
Schattenlisten von Naturschutzverbänden sowie Rechtsstreite sind Ausdruck für die Problematik
bereits im Zuge der Meldung.
Nach dem weitgehenden Abschluss der Gebietsmeldung der EU-Staaten an die EU im Jahr
2004 145 steht aktuell die Festlegung der konkreten Erhaltungsmaßnahmen in den besonderen
Schutzgebieten (SAC) 146 auf der Agenda der Mitgliedstaaten. Artikel 6 Absatz 1 der FFH-
Richtlinie beschreibt ein allgemeines Erhaltungssystem, das von den Mitgliedstaaten für die
SAC festzulegen ist. Dabei sind die Mitgliedstaaten zur Festlegung von Erhaltungsmaßnahmen
verpflichtet. Diese Maßnahmen müssen den ökologischen Erfordernissen der natürlichen LRT in
Anhang I und der Arten in Anhang II, die in dem betreffenden Gebiet vorkommen, genügen. Die
ökologischen Erfordernisse umfassen alle für die Gewährleistung eines günstigen
Erhaltungszustands 147 erforderlichen ökologischen Faktoren. Sie lassen sich nur für den jeweils
konkreten Fall und auf der Grundlage wissenschaftlicher Erkenntnisse bestimmen.
Der Artikel 6, Absatz 1 der FFH-Richtlinie gibt die Art der möglichen Erhaltungsmaßnahmen
vor, die von den Mitgliedstaaten genutzt werden können. Als Erhaltungsmaßnahmen sind „ ...
geeignete Maßnahmen rechtlicher, administrativer oder vertraglicher Art … “ und
„gegebenenfalls geeignete ... Bewirtschaftungspläne“ genannt. Der Begriff „gegebenenfalls“
bezieht sich ausschließlich auf die Bewirtschaftungspläne und nicht auf die rechtlichen,
administrativen oder vertraglichen Maßnahmen. Die Entscheidung, ob auf dem konkreten Gebiet
rechtliche, administrative oder vertragliche Maßnahmen oder auch Bewirtschaftungspläne
Anwendung finden, bleibt den Mitgliedstaaten überlassen. Jedoch müssen die Mitgliedstaaten
wenigstens eine der drei Kategorien (Maßnahmen rechtlicher, administrativer, vertraglicher Art)
auswählen. Bei der Auswahl der geeigneten Maßnahmen sind auch die in Artikel 2 Absatz 3
genannten sozioökonomischen Forderungen zu berücksichtigen 148 .
Die Umsetzung des Natura 2000-Schutzgebietssystems in nationales Recht erfolgte im April
1998 durch eine Novelle des BNatSchG.
145
Aktuell läuft allerdings noch einmal eine Nachmeldung (so genannte dritte Tranche), zu der einige Bundesländer
von der EU verpflichtet wurden.
146
Artikel 6 Abs. 1 bezieht sich nur auf die Special Area of Conservation (SAC) nach Artikel 4 Abs. 4 der FFH-
Richtlinie und nicht auf Special Protection Areas (SPA) nach Artikel 4 Abs. 1 Vogelschutzrichtlinie (vgl. zur
Unterscheidung Abbildung A-16 im Anhang).
147
zur Definition von günstigem Erhaltungszustand vgl. Artikel 1 e) und i) FFH-Richtlinie
148
„Die aufgrund dieser Richtlinie getroffenen Maßnahmen tragen den Anforderungen von Wirtschaft, Gesellschaft
und Kultur sowie den regionalen und örtlichen Besonderheiten Rechnung“ (Art. 2, Abs. 3 FFH-Richtlinie)

Beispiele für ergebnisorientierte Honorierungsansätze 247
Das Bundesnaturschutzgesetz geht davon aus, dass die FFH- und Vogelschutzgebiete im
Regelfall unter Schutz gestellt werden, indem die SPA und SAC, einschließlich etwaiger
Pufferzonen, als Schutzgebiet nach einer der im Bundesnaturschutzgesetz vorgesehenen
Schutzgebietskategorien ausgewiesen werden.
Die Besonderheit der Unterschutzstellung als Natura 2000-Gebiet besteht nach § 33 Abs. 3
BNatSchG darin, dass die Schutzgebietsverordnung auf den speziellen Schutzzweck des Arten-
und Habitatschutzes ausgerichtet wird. Es genügt demnach nicht, eine Standard-
Schutzverordnung zu erlassen. Vielmehr sind die in der Schutzgebietsverordnung enthaltenen
Ver- und Gebote an die Bedürfnisse der zu schützenden Arten nach Anhang II und LRT nach
Anhang I der FFH-Richtlinie anzupassen. Erlaubnisvorbehalte und Befreiungsmöglichkeiten
sind so auszugestalten, dass sie den Anforderungen des § 34 BNatSchG entsprechen. Sofern
bestehende Schutzgebiete zum Natura 2000-Gebiet erklärt werden, sind die bestehenden
Schutzgebietsverordnungen zu überarbeiten. In jedem Fall sind die Erhaltungsziele für das
Gebiet konkret zu benennen und das Vorkommen prioritärer Arten oder Lebensräume
darzustellen (§ 33 Abs. 3 Sätze 1, 2 BNatSchG).
Das Bundesnaturschutzgesetz weist in diesem Zusammenhang auf die Möglichkeit hin, von einer
ordnungsrechtlichen Unterschutzstellung absehen zu können, wenn „nach anderen
Rechtsvorschriften, nach Verwaltungsvorschriften, durch die Verfügungsbefugnis eines
öffentlichen oder gemeinnützigen Trägers oder durch vertragliche Vereinbarungen ein
gleichwertiger Schutz gewährleistet ist“ (§ 33 BNatSchG).
Andere Rechtsvorschriften können z. B. Verordnungen/Satzungen über Wasserschutzgebiete,
Überschwemmungsgebiete oder Schutz-, Bann- und Schonwälder sein. Diese Rechtsvorschriften
sind ebenfalls an die Erhaltungsziele des Natura 2000-Gebietes anzupassen. Als geeignete
Rechtsvorschriften kommen auch Vorschriften des Raumplanungsrechts in Betracht, so etwa die
Festsetzung als Vorranggebiet nach § 7 Abs. 4 Nr. 1 Raumordnungsgesetz. Dieses Instrument ist
sinnvoll, wenn Kulturlandschaften großflächig wegen des Schutzes einer bestimmten Art zum
Natura 2000-Gebiet erklärt werden.
Verwaltungsvorschriften, die den einzelnen Bürger nicht binden, kommen als gleichwertiges
Schutzinstrument nur in Frage, wenn der Staat selbst Eigentümer der Flächen ist. So kann die
den Erhaltungszielen des Natura 2000-Gebietes entsprechende Bewirtschaftung von
Staatswäldern oder Bundesforsten mittels interner Verwaltungsvorschriften geregelt werden.

248 Kapitel 8
Die Verfügungsbefugnis öffentlicher oder gemeinnütziger Träger dürfte für sich genommen nur
ausnahmsweise ausreichen, um einen gleichwertigen Schutz sicherzustellen (z. B.
Nationalparkflächen, die von einer Nationalparkverwaltung betreut werden). In jedem Falle ist
zu gewährleisten, dass das Verschlechterungsverbot beachtet wird und Bewirtschaftungspläne
für das Gebiet eingehalten werden. Diese Ziele können auch durch ergänzende vertragliche
Vereinbarungen erreicht werden.
Auch rein vertragliche Vereinbarungen reichen in vielen Fällen nicht aus, um den
Anforderungen des § 33 Abs. 4 BNatSchG Genüge zu tun (vgl. Schmidt-Moser 2000). Die
Verträge sind darüber hinaus so auszugestalten, dass die öffentliche Hand wirksam auf die
Vertragsdurchführung Einfluss nehmen und Vertragsverstöße sanktionieren kann.
Jedoch reichen für bestimmte kulturbestimmte LRT nach Anhang I (Wiesen und Weiden) und
Arten nach Anhang II, die in diesen Habitaten leben, nach Meinung der EU-Kommission
Vereinbarungen mit den Landwirten im Rahmen der VO (EG) 1257/1999 als vertragliche
Maßnahmen in den meisten Fällen aus, um einen ‚günstigen Erhaltungszustand’ der LRT und
Arten zu bewahren. Es wird jedoch auch darauf verwiesen, dass der Mitgliedstaat, der
vertragliche Maßnahmen wählt, stets verpflichtet ist, die erforderlichen Erhaltungsmaßnahmen
auf eine dauerhafte Art und Weise umzusetzen (vgl. COM 2000d).
Die verschiedenen Instrumente zur Unterschutzstellung der Natura 2000-Gebiete können
miteinander kombiniert werden. Teilweise dürfte erst die Kombination verschiedener
Maßnahmen und Vorschriften dafür sorgen, dass die Ziele für Natura 2000-Gebiete praktisch
erreicht werden.
Mit dem Artikel 16 der VO (EG) 1257/1999 (vgl. Kap. 7.1.2.2) wird der Ansatz eines
Instrumentenmixes aufgegriffen, in dem ordnungsrechtliche Auflagen und Zahlungen
miteinander verbunden werden. Neben den freiwilligen Agrarumweltmaßnahmen fördert die EU
damit gezielt die Umsetzung der FFH-Richtlinie im Zusammenhang mit landwirtschaftlich
genutzten Flächen.
Im Zuge der Umsetzung der FFH-Richtlinie kann die ergebnisorientierte Honorierung für
ökologische Leistungen in Natura 2000-Gebieten in der Praxis an Bedeutung gewinnen, da sich
diese gerade im Zusammenspiel von ordnungsrechtlichen Auflagen und ökonomischen
Instrumenten als besonders geeignet erweist. Im Folgenden wird die besondere Eignung der
ergebnisorientierten Honorierung im Zuge der Umsetzung der FFH-Richtlinie erläutert.

Beispiele für ergebnisorientierte Honorierungsansätze 249
8.2.1.2 Rationalisierte Umweltziele
Die FFH-Richtlinie und die darauf aufbauenden Handbücher (vgl. COM 1999b, Ssymank et al.
1998, Beutler & Beutler 2002) definieren die Schutzziele auf der Ebene von Arten und LRT.
Arten und LRT stellen weitgehend operationalisierte Zielkategorien dar. Damit ist auch bei der
FFH-Richtlinie, wie bei der WRRL-Richtlinie, eine Grundvoraussetzung für den Einsatz von
ökonomischen Instrumenten gegeben.
Bei Arten handelt es sich um einen wissenschaftlich vergleichsweise klar definierten Typus (vgl.
z. B. Reck 2004) und damit um ein operationalisiertes Ziel. Allerdings erfüllen die Zielarten 149
nicht in jedem Fall die Kriterien von Indikatoren als Ansatzstelle für relative Eigentumsrechte
(vgl. Abbildung 20), stellen also nicht in jedem Fall rationalisierte Ziele dar. So können z. B.
Populationsschwankungen oder auch ein starkes Verharrungsvermögen einer Verknüpfung mit
der Honorierung entgegenstehen, da sie nicht in vertragstauglicher Zeit reagieren (vgl. Beispiel
des Großen Brachvogels in Kap. 6.3.4.3).
Neben den Zielarten können auch die LRT, wenn auch weniger eindeutig und nicht bei allen
LRT, als wissenschaftlicher Typus, als wissenschaftliches Sachmodell, gefasst werden. Eine
eindeutige Verknüpfung des gesellschaftlichen Zieltyps ‚LRT x’ zu einem objektiv definierten
‚Vegetationstyp y’ im Sinne LRT x = Vegetationstyp y ist prinzipiell konstruierbar (vgl. Kap.
6.3.5.2 sowie Ausführungen S. 114). Im Zuge der Beschreibung der LRT durch die EU (COM
1999b), den Bund (Ssymank et al. 1998) und die Länder (z. B. Brandenburg Beutler & Beutler
2002) erfolgte bereits einer Verknüpfung. Allerdings nicht in der oben aufgeführten
Gleichsetzung, sondern in einer Subsumtion beschriebener pflanzensoziologischer Einheiten
unter die jeweiligen LRT. Dabei wurde unterschieden, ob eine bestimmte Pflanzengesellschaft
vollständig (v) 150 unter den LRT oder nur teilweise (pp) 151 unter den LRT subsumiert wird (vgl.
Anlagen A-3.1 und A-3.2, Steckbriefe für zwei LRT im Anhang). Diese Verknüpfung begründet
sich nicht zuletzt darin, dass die Typisierung der LRT wesentlich auf das europäische System der
Biotoptypen ‚CORINE biotopes’ aufbaut, bei dem sich stark an vegetationskundlichen Einheiten
nach der ‚Braun-Blanquet-Schule’ orientiert wurde (vgl. COM 1989, 1991, 1992, 1999b). Von
daher war die ‚Konstruktionsleistung’ weniger schwierig. Dass es sich dabei tatsächlich um eine
Konstruktionsleistung handelt, wird anhand der unterschiedlichen Zuordnung von
149 im Sinne von ‚Zielart für sich’ (Brauns et al. 1997, vgl. auch Reck 2004), also kein Indikator für ein
‚übergeordnetes’ Ziel
150 v= vollständig
151 pp= pars partim (teilweise)

250 Kapitel 8
Pflanzengesellschaften zu den LRT in den Handbüchern oder Monitoringempfehlungen deutlich.
Es werden verschiedene (verschieden benannte) Pflanzengesellschaften zur Beschreibung der
Vegetation der LRT genutzt, die im pflanzensoziologischen System als Assoziationen
nebeneinander stehen oder einander synonym sind (vgl. Ssymank et al. 1998, Fartmann et al.
2001, Beutler & Beutler 2002). Besonders Lebensräume der Kulturlandschaft sind nur sehr
schwer ohne einen bestimmten Zweck, streng analytisch, allein auf der Grundlage der
floristischen Ähnlichkeit, zu typisieren, wie dies in der Pflanzensoziologie der ‚Braun-Blanquet-
Schule’ der Fall ist. Dies zeigt die große Diversität an pflanzensoziologisch typisierten
Pflanzengesellschaften im Bereich des Grünlandes oder des Ackerlandes 152 . Wenn für jede
Assoziation mindestens eine Charakterart Bedingung ist, so wird man nur noch auf sehr
trockenen, nassen, salzreichen oder in anderer Richtung extremen Standorten gute Assoziationen
finden und große Flächen „in einen Topf werfen“ müssen (Ellenberg 1996: 143). Das
„’Charakterartenprinzip’ lässt sich für die Grundeinheiten des pflanzensoziologischen Systems,
die Assoziation“ kaum noch anwenden (ebd.). „Wir wissen, dass die Übertragung von auf
Ökosystemtypen bezogenen Daten auf Ökosystemindividuen zu umso größeren Ungenauigkeiten
führt, je abhängiger dieses System von variablen Standortfaktoren ist. Große typenbezogene
Individualität zeigen z. B. Auen, Gewässer und Niedermoore (ohne die ausgesprochenen
oligotrophen Typen) und praktisch alle Biotoptypen der Kulturlandschaft mit mittlerer bis mäßig
hoher Nutzungsintensität; geringe typenbezogene Individualität haben Hochmoore, Dünen,
Watt-Ökosysteme, oligotrophe Gewässer und Niedermoore und wenige hochintensiv genutzte
und/oder monostrukturelle Biotoptypen der Kulturlandschaft“ (Roweck 1995: 32).
Pflanzengesellschaften erfüllen daher in den meisten Fällen nicht Indikatorenfunktion sondern
können lediglich einen Beitrag zur Operationalisierung der Ziele leisten 153 .
Die Subsumtion beschriebener Pflanzengesellschaften unter die LRT erfolgte durch die Bundes-
und Landesfachbehörden und von denen beauftragte Forschungseinrichtungen, um dadurch eine
bessere Basis für die Normierung der LRT zu haben (vgl. zur Nutzung der
Pflanzengesellschaften z. B. Fartmann et al. 2001). Die Normierung ist Voraussetzung für das
Monitoring und die Berichtspflicht zu den Lebensraumtypen (vgl. Kap. 8.2.1.4). Dabei muss die
Normierung nicht nur eine eindeutige Subsumtion realer Lebensräume (Objekte) unter den
152
vgl. Grundlagenwerke von Passarge 1964 (nicht eindeutig der ‚Braun-Blanquet-Schule’ zuzuordnen), Oberdorfer
(Hrsg.) 1977-1992, Pott 1995
153
Tatsächlich spricht aus ökonomischer Sicht die mögliche Verminderung von Transaktionskosten für den Versuch
einer analytischen Gliederung, wenn durch derartige Typen die Informationskosten für Regelungen (Tausch)
geringer ausfallen, als wenn jeweils für den konkreten Regelungstatbestand eine ‚eigene’ Typisierung erfolgt.

Beispiele für ergebnisorientierte Honorierungsansätze 251
Lebensraumtyp, sondern eine qualitative Bewertung entsprechend den Anforderungen der FFH-
Richtlinie ermöglichen 154 . Aufbauend auf den Arbeiten von Rückriem & Roscher (1999) sowie
Fartmann et al. 2001 wurden in Bund-Länder-Arbeitskreisen der Arbeitsgemeinschaft
‚Naturschutz’ der Landes-Umweltministerien (LANA) Empfehlungen zur Operationalisierung
der Lebensraumtypen für das Monitoring/die Berichtspflicht erarbeitet und in den Ländern
jeweils konkretisiert. Für die Lebensraumtypen wurden drei Bewertungskriterien definiert:
1. Vollständigkeit der lebensraumtypischen Habitatstruktur,
2. Vollständigkeit des lebensraumtypischen Arteninventars und
3. Beeinträchtigungen.
Die Erläuterungen sind im Anhang als Anlage A-2 zu finden. Es werden für alle drei Kriterien
Qualitätsstandards definiert, um damit die Bewertung konkreter Lebensräume als einen
messanalogen Vorgang gestalten zu können (vgl. Normierung in Kap. 6.3.4.4). Dabei werden
drei Qualitäten der LRT unterschieden: ‚hervorragende Ausprägung’, ‚gute Ausprägung’ und
‚mäßige bis durchschnittliche Ausprägung’ (vgl. Anlage A-2 im Anhang).
Bei dem lebensraumtypischen Arteninventar wird auf Pflanzenarten zurückgegriffen (vgl. Kap.
8.2.3.2). Pflanzen bieten aufgrund ihrer vergleichsweise einfachen Erfassung beste
Voraussetzungen als Indikatoren (Müller-Hohenstein & Beierkuhnlein 1999, Reck 2004). Die
‚Zielarten’ sind in diesem Sinne Indikatoren für den jeweiligen Lebensraumtyp 155 .
Wenn es möglich ist, Umweltziele indikativ über Pflanzenarten zu erfassen, sind die Ziele
operationalisiert. Es hängt von den Eigenschaften der indikativen Arten ab, ob diese die Ziele für
die Verknüpfung mit Honorierungsinstrumenten auch rationalisieren (Anforderungen vgl. Kap.
6.3.4) und damit eine ergebnisorientierte Honorierung ermöglichen. Kapitel 8.2.3 diskutiert die
Möglichkeit für zwei Grünlandlebensraumtypen.
154 vgl. dazu die Vorgaben einer dreistufigen Bewertung von Lebensräumen bei der Erfassung der besonderen
Schutzgebiete über Standard-Datenbogen (COM 1994)
155 Allerdings ist hierbei ein gewisser Dualismus nicht zu verkennen, denn die FFH-Richtlinie begreift den
Gebietsschutz als primäres Mittel des Artenschutzes (Czybulka 1996). Mit den Lebensräumen sollen natürlich die
dort lebenden Arten erhalten werden.

252 Kapitel 8
8.2.1.3 Gebietsabgrenzung
Die Auswahl und die Gebietsabgrenzung der Schutzgebiete haben allein naturschutzfachlichen
Kriterien zu genügen (Art. 4 sowie Anhang III der FFH-Richtlinie). Dies hat der EuGH
mehrfach in seiner ständigen Rechtssprechung klargestellt 156 . So entschied der Gerichtshof im
November 2000 157 , dass ein „Mitgliedstaat den Anforderungen von Wirtschaft, Gesellschaft und
Kultur sowie den regionalen und örtlichen Besonderheiten nicht Rechnung tragen darf, wenn er
über die Auswahl und Abgrenzung der Gebiete entscheidet, die der Kommission zur
Bestimmung als Gebiete von gemeinschaftlicher Bedeutung vorgeschlagen werden sollen“.
Ferner ging der Gerichtshof im September 2001 158 noch weiter und entschied, dass der
Ermessensspielraum, über den die Mitgliedstaaten bei der Auswahl der Gebiete verfügen, von
der Einhaltung der in der Richtlinie festgelegten Kriterien abhängt. Die vorzuschlagenden
Gebiete dürften nur aufgrund wissenschaftlicher Kriterien ausgewählt werden, die Liste müsse
vollständig sein und die Gebiete müssten eine homogene, für das gesamte Hoheitsgebiet jedes
Mitgliedstaats repräsentative, geografische Erfassung gewährleisten, damit die Kohärenz und das
Gleichgewicht des daraus entstehenden Netzes Natura 2000 sichergestellt sind (COM 2004).
Die FFH-Richtlinie liefert jedoch keine konkreten Vorgaben für eine funktionale
Gebietsabgrenzung (funktional im Sinne, dass z. B. bei Mooren oder Fließgewässern deren
Einzugsgebiete in das Schutzgebietskonzept integriert werden), so dass es zu sehr
unterschiedlicher Handhabung in den einzelnen Mitgliedstaaten kam. Es gibt
Gebietsabgrenzungen, die praktisch nur das Vorkommen der LRT des Anhangs I bzw. der
Populationen der Arten des Anhangs II einschließen, auf der anderen Seite jedoch auch
Abgrenzungen, die funktionale Aspekte mit berücksichtigten (vgl. Ssymank et al. 1998). Wird
jedoch von einer überwiegend ‚naturschutzfachlich optimalen’ Gebietsabgrenzung ausgegangen,
liegen gute Voraussetzungen für ergebnisorientierte Honorierungsansätze vor, da alle
Eigentumsrechte, die für die Produktion der ökologischen Güter Voraussetzung sind, optimal
verteilt werden können 159 .
Zusätzlich positiv ist hervorzuheben, dass rechtlich die Möglichkeit besteht, „bei
unvorhersehbaren negativen Fremdeinwirkungen einen wirkungsvollen Schutz durchzusetzen
und direkten Einfluss auf angrenzende Nutzungen zu nehmen“ (Ssymank et al. 1998: 409).
156 erstmals im so genannten Lappel Bank-Urteil (Europäischer Gerichtshof 1996) für die Vogelschutzrichtlinie
157 Rechtssache C-371/98, First Corporate Shipping Ltd.
158 Rechtssachen C-67/99, C-71/99 und C-220/99
159 Negative Wirkungen (externe Effekte) auf die ökologischen Güter durch Dritte außerhalb des Regelungsraums
dürften ausgeschlossen sein.

Beispiele für ergebnisorientierte Honorierungsansätze 253
8.2.1.4 Monitoring und Berichtspflicht
Alle sechs Jahre sind die EU-Mitgliedstaaten laut Artikel 17 FFH-Richtlinie verpflichtet, über
den Zustand der Bestandteile des Natura 2000-Netzes in ihrem Zuständigkeitsbereich Bericht zu
erstatten. „Es handelt sich hierbei um die erste umfassende gesetzliche Regelung zur
Erfolgskontrolle im Naturschutz“ (Rückriem & Roscher 1999). Gemäß Artikel 17 der FFH-RL
sind damit von den Mitgliedstaaten ab dem Jahr 2000 alle sechs Jahre Berichte zu erstellen. Zur
Erfüllung dieser Berichtspflicht ist ein Monitoring gemäß Artikel 11 der FFH-Richtlinie
aufzubauen. Für alle FFH-Gebiete ist im Rahmen des Monitorings zu prüfen, inwieweit die
Erhaltungs- und Wiederherstellungsmaßnahmen ihr Ziel erreicht haben bzw. welche Änderungen
zur Erhaltung der FFH-Gebiete vorgenommen werden müssen. Die Ergebnisse werden nach
einem EU-einheitlichen Modell in einem Bericht zusammengefasst, der durch die
Bundesregierung der EU-Kommission übermittelt und der Öffentlichkeit zugänglich gemacht
wird. Des Weiteren muss alle zwei Jahre ein Bericht zum Artenschutz im Zusammenhang mit
den genehmigten Ausnahmen erstellt werden.
Durch das Monitoring und die Berichtspflicht werden über GIS erfasste und bewertete Flächen
von Lebensräumen vorliegen. In den meisten Ländern erfolgt bzw. erfolgte die erste
Bestandsaufnahme und Bewertung über terrestrische Kartierungen. Für den Einsatz der
Honorierungsinstrumente bedeutet dies, dass das Problem der Subsumtion einer konkreten
Fläche unter einen bestimmten Lebensraumtyp und deren flächenhafte Abgrenzung bereits ex
ante gelöst ist.
Durch die Berichtspflicht und die Monitoringpflicht ist ein hoher wissenschaftlicher,
administrativer und finanzieller Input notwendig. Dieser Input kann für eine Verknüpfung der
gesetzlichen Verpflichtungen mit innovativen Honorierungsinstrumenten genutzt werden. Im
Gegensatz zur WRRL, bei der die Indikatoren des Monitorings (z. B. Zustands-Indikatoren der
Gewässerqualität) nicht direkt für die Verknüpfung mit einer ergebnisorientierten Honorierung
genutzt werden können (vgl. Kap. 8.1.1), ist dies für das Kriterium ‚Vollständigkeit des
lebensraumtypischen Arteninventars’ wenigstens teilweise möglich. Mit einer Nutzung der
Monitoring-Indikatoren für die Honorierungsinstrumente können wesentliche Synergieeffekte
realisiert und Kosten gespart werden. Diese Synergieeffekte könnten zusätzlich dadurch
verbessert werden, dass die Zeiträume der Berichtspflicht bei der Ausgestaltung von
Honorierungsinstrumenten berücksichtigt werden.

254 Kapitel 8
8.2.1.5 Verteilung der Eigentumsrechte und Auswahl geeigneter Instrumente
Die klare Rechtssprechung des EuGH bzgl. der Auswahl der Gebiete für das Natura 2000-Netz
verdeutlicht, dass es bei den Zielen der FFH- und Vogelschutzrichtlinie keinen
Ermessensspielraum gibt. Lediglich bei der Wahl der Mittel zur Erreichung der Ziele können
und sollen ökonomische und soziale Belange berücksichtigt werden. Die Länder sind
verpflichtet, mit den Maßnahmen die Ziele zu erreichen (vgl. Kap. 8.2.1.1).
Aus eigentumsrechtlicher Sicht (Distributionskriterium) kann für ordnungsrechtliche
Einschränkungen der landwirtschaftlichen Tätigkeit in Natura 2000-Gebieten nach deutschem
Recht in den meisten Fällen die Sozial- bzw. Ökologiepflichtigkeit analog zur Rechtssprechung
in Naturschutzgebieten geltend gemacht werden. Das bedeutet, dass aus verfassungsrechtlicher
Sicht dem Einsatz von Ordnungsrecht als Instrument zur Umsetzung für den größten Teil der
landwirtschaftlichen Einschränkungen nichts entgegensteht und Entschädigungszahlungen nicht
fällig werden (vgl. Kap. 5.6.2 und 7.3.2.2). „Trotz der für den Naturschutz an sich günstigen
verfassungsrechtlichen Ausgangslage fehlt es weitgehend am politischen Willen, diese
verfassungsrechtlichen Möglichkeiten zugunsten des Naturschutzes durchzusetzen. Obwohl die
für den Naturschutz wertvollen Flächen oftmals ohnehin keine intensive landwirtschaftliche
Nutzung zulassen, ihre Situationsgebundenheit also ihren Verkehrswert mindert, werden im
Wege freiwillig gezahlter Billigkeitsentschädigungen oder durch vertragliche Regelungen
unterhalb der verfassungsrechtlich gebotenen Entschädigungspflicht Zahlungen an die Landwirt
geleistet“ (Czybulka 1999: 9).
Der von Czybulka (1999) beschriebene Weg der Zahlungen oberhalb des verfassungsrechtlich
Gebotenen wird auch bei der Umsetzung der Maßnahmen in Natura 2000-Gebiete von vielen
Ländern gewählt. Ein großer Teil der Länder setzt auf die freiwillige Teilnahme der Landwirte
an Agrarumweltmaßnahmen in Natura 2000-Gebieten. Aus eigentumsrechtlicher Sicht bedeutet
dies jedoch, dass den Landwirten das Recht an den Fähigkeiten zur Produktion der LRT und der
Arten nach Anhang II der FFH-Richtlinie zugeteilt worden ist und die Gesellschaft nun diese
Rechte abkaufen muss. De jure sind die Eigentumsrechte anders verteilt, da mit den Richtlinien
die Gesellschaft jeder Zeit das Recht hat, die Ziele zum großen Teil auch allein über
ordnungsrechtliche Auflagen umzusetzen, sofern ein freiwilliger Tausch nicht zur gewünschten
Allokation führt. Damit ist der Tausch, also die Agrarumweltmaßnahmen, weit weniger
freiwillig als suggeriert. In diesem Verständnis spiegeln ordnungsrechtliche Auflagen, deren
Kosten für die betroffenen Landwirte dann ausgeglichen werden, wie im Rahmen von Artikel 16,
die de jure Eigentumsrechte eher wider und suggerieren nicht das Prinzip der Freiwilligkeit. Das
Prinzip der Freiwilligkeit hat selbstverständlich positive psychologische Effekte. „Die Bauern

Beispiele für ergebnisorientierte Honorierungsansätze 255
müssen wollen können. Nur wenn sie nicht müssen, wollen sie tun, was sie können“ (Gujer
2003: 69). Die Freiwilligkeit zur Teilnahme wird immer wieder als Argument für erfolgreiche
Maßnahmen gesehen (vgl. Baur 2003, Schenk 2000). Mit dem Prinzip der Freiwilligkeit
verbunden ist jedoch, dass gesellschaftliche Kosten für die Zahlungen entstehen. Die
Sozialpflichtigkeit wird weiter ausgehöhlt (vgl. Kap. 5.6.2.1 und 7.1.4.3) und es setzt ein
Verständnis ein, dass Landwirte die Rechte an den ökosystemaren Fähigkeiten, die zur
Produktion der ökologischen Güter notwendig sind, besitzen 160 . Empirischer Besitz allein
begründet jedoch kein Eigentumsrecht, das Wesen des Eigentums ist es, fortzubestehen, auch
wenn der physische Besitz nicht gegeben ist. Ein gesellschaftlicher Vertrag müsse Eigentum
logisch vorausgehen (vgl. Kap. 5.5).
Hinzu kommt, dass freiwillige Agrarumweltmaßnahmen nicht für jeden Regelungstatbestand
geeignet sind (vgl. Schmidt-Moser 2000). „Von den Zielen des Naturschutzes lassen sich also
nicht alle durch Verträge umsetzen. Sinnvoll sind Verträge dort, wo die bisherige Nutzung der
Flächen im Prinzip beibehalten werden soll oder eine Form der Pflege angestrebt wird, für die
der derzeitige Nutzungsberechtigte besonders qualifiziert ist“ (Rapp 1998: 58).
Auf der anderen Seit ist es in der Regel nicht möglich, in einer Schutzgebietsverordnung
detaillierte und kleinräumige Regelungen zur landwirtschaftlichen Nutzung aufzunehmen, die
den vielfältigen Standortsituationen gerecht werden. Nicht zuletzt sind Schutzgebiets-
verordnungen relativ starre Instrumente. Notwendige Anpassungen an geänderte Rahmen-
bedingungen, neue Erkenntnisse usw. wären nur über eine aufwändige Änderung der
Verordnung möglich (vgl. Schmidt-Moser 2000). Distributionsentscheidungen haben, aufgrund
der unterschiedlichen Instrumente zur Durchsetzung der zugeteilten Eigentumsrechte, also
Einfluss auf die effiziente Allokation.
Die Eigentumsrechtslage wird darüber hinaus dadurch erschwert, dass, wie mehrfach ausführlich
dargestellt (Kap. 4.1 und 5.1), für die Zielerreichung in Natura 2000-Gebieten eine
landwirtschaftliche Nutzung, also der Einsatz individueller Fähigkeiten, notwendig sein kann. Es
ist prinzipiell möglich, Landwirte zum Einsatz individueller Fähigkeiten zu verpflichten (vgl.
Kap. 5.6.2.1). Damit wird der Einsatz von de jure Eigentumsrechten an individuellen
Fähigkeiten erzwungen, was nur in Ausnahmefällen geschehen sollte (vgl. self-ownership-
Theorie, Kap. 5.2). Unter Anerkennung der de jure Eigentumsrechte an individuellen
160 vgl. Diskussion zur Zerstörung intrinsischer Motivation auch Kap. 5.6.2.1, S. 129

256 Kapitel 8
Fähigkeiten kann aus einer Verpflichtung zum Tausch eine Verpflichtung zur Honorierung
begründet werden. Für Natura 2000-Gebiete kann aufgrund der besonderen Bedeutung der LRT
und der Arten nach Anhang II der FFH-Richtlinie und Anhang I der Vogelschutzrichtlinie eine
Bereitstellungspflicht der Landwirte zum Einsatz individueller Fähigkeiten abgeleitet werden.
Dieser Einsatz muss unter den oben aufgeführten Argumenten jedoch honoriert werden. In
juristischem Verständnis würde es sich damit um ausgleichspflichtige Inhaltsbestimmungen des
Eigentums handeln.
Es zeigt sich, dass sowohl die Agrarumweltmaßnahmen als auch herkömmliche
Schutzgebietsverordnungen der besonderen Situation in Natura 2000-Gebieten gerecht werden.
Innerhalb der beschriebenen schwierigen Eigentumsrechtslage und der ansonsten bestimmenden
Rahmenbedingungen (vgl. Kap. 8.2.1.1 bis 8.2.1.4) eröffnet eine ergebnisorientierte Honorierung
teilweise Möglichkeiten der institutionellen Lösung. Insbesondere für die Maßnahmen zum
Erhalt und zur Entwicklung der kulturbestimmten Lebensraumtypen ist dieser Ansatz in der
Kombination von ordnungsrechtlichen Auflagen und einer Honorierung ökologischer Leistungen
von Interesse.
Czybulka (2002) schlägt bei der Beschreibung der Inhalts- und Schrankenbestimmung des
Eigentums für den Bereich der Ökologiepflichtigkeit den Begriff der ‚ökologischen
Inhaltsprägung’ vor: „Zum Bereich der Inhaltsbestimmung könnten insbesondere definitorische
und klassifikatorische Normen zählen, die das Eigentumsobjekt, von der ökologischen Funktion
her gesehen den Schutzgegenstand näher beschreiben. Diese Inhaltsbestimmung ist nicht
zwangsläufig identisch mit einer Schrankenziehung; die Norm kann z. B. die bloße
Zielvorstellung einer auch um ihrer selbst willen zu schützenden Natur vermitteln, sie kann die
Kohärenz als Merkmal ökologischer Entwicklungsgebiete verankern, geschützte Arten und
Lebensgemeinschaften aufzählen und schließlich Eigentumsobjekte oder Teile davon von der
(privatrechtlichen) Eigentumsordnung abspalten bzw. ihr zuordnen“ (Czybulka 2002: 95). Nach
Artikel 14 GG kann das Bündel an Eigentumsrechten damit an die ‚Eigentumsobjekte’ geknüpft
werden und so der Inhalt des Eigentums definiert werden. Das bedeutet, den konkreten
Umweltzustand zu beschreiben, der das Eigentum darstellt. Czybulka selbst wählt das Beispiel
eines Lebensraumtyps der ‚Borstgrasrasen’. „Wenn der Gesetzgeber oder der europäische
Normgeber (und damit letztlich auch der Mitgliedstaat) sich dazu entschließt, Borstgrasrasen
unter gesetzlichen Schutz zu stellen, so sind damit jedenfalls in der neueren Gesetzgebung die
empirischen Vorgaben als Tatbestände vorhanden, an die angeknüpft werden kann“ (Czybulka
2002: 105). Das heißt, aus juristischer Sicht ist hierbei ein Typus ausreichend genau normiert.

Beispiele für ergebnisorientierte Honorierungsansätze 257
Aufbauend auf diesen Argumenten wären in FFH-Gebieten die Eigentumsrechte bzgl. der LRT
auf der Grundlage der Qualitätsbeschreibung der LRT justiziabel. Demnach können die ohnehin
durch die FFH-Richtlinie festgelegten Zielsetzungen in Schutzgebietsverordnungen verankert
werden und würden rechtswirksam. Damit ist die Voraussetzung für die Anwendung von
Ausgleichszahlungen nach Artikel 16 gegeben, ohne dass konkrete Handlungsanweisungen (Ge-
und Verbote) in die Schutzgebietsverordnung aufgenommen werden müssen. Durch die
schlüssige Darstellung, dass für das Erreichen dieser Ziele bestimmte landwirtschaftliche
Handlungen notwendig sind, ist die Fördervoraussetzung von Artikel 16 erfüllt, ohne dass starre
Ge- und Verbote im Sinne von Maßnahmen-Indikatoren ordnungsrechtlich festgelegt werden
müssen. Schutzgebietsverordnungen würden so die Ansprüche an Flexibilität erfüllen. Die
‚ökologische Inhaltsprägung’ kann derart rationalisiert werden, dass eine ergebnisorientierte
Honorierung daran geknüpft werden kann (vgl. Kap. 8.2.1.2). Die Landwirte haben damit die
maximalen Freiheitsgrade, die die de jure Verteilung der Eigentumsrechte ermöglicht. Die
Risikoübernahme durch die Landwirte ist gering, da die Honorierung auf den Erhalt der
gegebenen Qualität ausgerichtet und der Entwicklungsaspekt über zusätzliche Anreize erfasst
werden kann (vgl. Kap. 6.3.4.3).
8.2.2 Bedeutung von Artikel 16-Maßnahmen im Zuge der Umsetzung der FFH-
Richtlinie
Das Natura 2000-Netzwerk wird in großen Teilen durch menschliche Aktivitäten direkt
beeinflusst. Gerade große Gebiete wie z. B. in Spanien (SCI von mehr als 100.000 ha Größe)
werden zu erheblichen Teilen durch produktiv genutzte Flächen bestimmt. Auch in Deutschland
findet innerhalb der Natura 2000-Gebiete in weiten Bereichen eine private land- oder
forstwirtschaftliche Nutzung statt.
Es liegen noch keine Daten darüber vor, wie hoch der Anteil an landwirtschaftlicher Fläche in
Natura 2000-Gebieten in Deutschland ist. Die für Brandenburg vorliegenden Daten geben jedoch
Hinweise auf den potentiellen Umfang. Rund 140.000 ha landwirtschaftlich genutzter Fläche
(10,5 % der LF) liegen in Natura 2000-Gebieten (MLUR 2003b). Demzufolge werden ca. 46 %
der Natura 2000-Flächen in Brandenburg landwirtschaftlich genutzt. Bereits im Jahr 2002
wurden auf der Grundlage des Artikel 16 der VO (EG) 1257/1999 für 8 % dieser
landwirtschaftlich genutzten Fläche Ausgleichszahlungen gezahlt und auf 37 % der Fläche
fanden Agrarumweltmaßnahmen (AUM) statt (vgl. Abbildung 43). Die Verteilung der Natura
2000-Gebiete in Brandenburg ist der Abbildung A-17 im Anhang zu entnehmen.

258 Kapitel 8
Nimmt man für eine grobe Schätzung einen Anteil von 50 % landwirtschaftlich genutzter
Flächen in Natura 2000-Gebiete an, ergäbe dies für Deutschland 1,1 Mio. ha landwirtschaftlich
genutzter Fläche in Natura 2000-Gebieten. Die tatsächlichen Zahlen dürften allerdings darunter
liegen, da in Brandenburg durch die großen Vogelschutzgebiete und den darin befindlichen
hohen Grünlandanteil die landwirtschaftliche Fläche in Natura 2000 im Deutschlandvergleich
überdurchschnittlich hoch ist. Trotzdem wird deutlich, welche vergleichsweise hohe Bedeutung
der Instrumentenentwicklung für den Bereich der landwirtschaftlich genutzten Flächen in
Natura 2000-Gebieten beigemessen werden sollte.
Die landwirtschaftliche Nutzung hat positive und negative Wirkungen in Natura 2000-Gebieten.
Auf der einen Seite sind einem Gebiet wie Europa, das kaum noch menschlich unbeeinflusste
Gebiete aufweist, extensiv genutzte und über Jahrhunderte entwickelte halbnatürliche
Lebensräume Träger der Biodiversität und Sekundärlebensraum vieler Arten, deren natürliche
Standorte nahezu nivelliert sind. Der Erhalt vieler LRT nach Anhang I ist von einer extensiven
Bewirtschaftung abhängig. Darüber hinaus spielt die intensive Landwirtschaft als
Gefährdungsursache für Schutzziele des Natura 2000-Konzeptes eine große Rolle. In Zahlen
bedeutet dies im europäischen Raum, dass rund ein Drittel der LRT durch eine Intensivierung
der Landwirtschaft und rund ein Siebtel durch eine Aufgabe der bestehenden extensiven
landwirtschaftlichen Nutzung gefährdet sind (WWF 1999). In diesem Spannungsfeld müssen
geeignete Maßnahmen ergriffen werden.
Artikel 16-Maßnahmen sind insbesondere im Zusammenhang mit LRT von Interesse, für deren
Erhalt eine landwirtschaftliche Nutzung bzw. Pflege notwendig ist. Führen ordnungsrechtliche
Auflagen hier zum Rückzug der Landwirtschaft, kann das Ziel der FFH-Richtlinie nicht erreicht
werden. In derartigen Fällen bietet sich insbesondere eine Kombination aus ordnungsrechtlichen
Auflagen und einer Honorierung an (vgl. Kap. 8.2.1.5). Prinzipiell kommen hier auch freiwillige
Agrarumweltmaßnahmen in Frage, allerdings nur dann, wenn so ein dauerhafter Schutz erreicht
werden kann (vgl. Kap. 8.2.1.5).
In Deutschland entfällt ca. ein Viertel der Fläche der LRT nach Anhang I der FFH-Richtlinie auf
kulturbestimmte LRT. Für einige weitere LRT ist eine Pflege auf sekundären Standorten
notwendig (Ssymank 1997). In Abbildung 60 sind auf der Grundlage von Schätzungen des
Gesamtbestandes der LRT nach Anhang I der FFH-Richtlinie der Umfang der kulturbestimmten
LRT dargestellt. Ausgehend von den LRT, die einer ein- bis zweimaligen Nutzung bedürfen,
wären lediglich ca. 3,5 % des Grünlandes in Deutschland Flächen von LRT nach Anhang I der
FFH-Richtlinie.

Beispiele für ergebnisorientierte Honorierungsansätze 259
Abschätzung des Flächenumfangs (ha) von LRT, für
deren Erhalt eine Pflege/Nutzung notwendig ist
153600
57570
68690
183700
66740
79590
Deutschland min. Deutschland max.
Extensive Nutzung (1-2malige Mahd) 1
Extensive Pflege (Mahd, Beweidung) 2
Offenhaltung 3
Abbildung 60: Ermittelter Gesamtbestand von kulturbestimmten Lebensraumtypen (LRT) in Deutschland
LRT in ha (geschätzt als minimaler und maximaler Flächenumfang) inner- und außerhalb der FFH-Gebiete für deren
Erhalt (landwirtschaftliche) Pflegemaßnahmen bzw. eine Nutzung notwendig sind; 1 LRT: 6440, 6510, 6520; 2 LRT:
6210, 6230, 6240, 6410, 3 LRT: 2310, 2320, 2330, 4030, 5130, 6120 (eigene Darstellung, Datenquelle: Ellwanger
et al. 2000)
Die Bestandsaufnahme von drei kulturbestimmten LRT innerhalb der gemeldeten Natura 2000-
Gebiete, ergab für beispielhafte Bundesländer im Jahre 2003 einen sehr unterschiedlichen
Flächenumfang, der selbstverständlich die Größe, aber auch die landwirtschaftlichen und
naturräumlichen Bedingungen der Bundesländer widerspiegelt (vgl. Tabelle 16). Kein
Zusammenhang ist zwischen dem Flächenumfang der LRT und der Anwendung von Artikel 16-
Maßnahmen zu erkennen. So wenden die beiden Länder Bayern und Sachsen-Anhalt, mit den
höchsten Anteilen an landwirtschaftlich genutzten LRT, keine Artikel 16-Maßnahmen an,
während Schleswig-Holstein mit einer sehr geringen Fläche von 200 bis max. 630 ha dieser LRT
bereits im Jahre 2002 2.444 ha Grünland über Artikel 16 förderte. Die Daten zeigen, dass Artikel
16-Maßnahmen potentiell eine wichtige Rolle als Instrument zur Umsetzung der Ziele der FFH-
Richtlinie spielen können, auf der anderen Seite gibt die zögerliche Anwendung Hinweis darauf,
dass die konkrete Ausgestaltung durchaus schwierig ist 161 .
161 Es zeigt sich, dass die meisten Länder im Zusammenhang mit der landwirtschaftlich genutzten Fläche in FFH-
Gebieten versuchen, überwiegend freiwillige Agrarumweltmaßnahmen zu nutzen (vgl. auch Kap. 8.2.1.5).

260 Kapitel 8
Tabelle 16: Flächenumfang von drei kulturbestimmten Grünland-Lebensraumtypen (LRT) in vier
Bundesländern
Land
Gemeldete Fläche an landwirtschaftlich genutzten LRT (ha) 1
Magere Flachland-/
Berg-Mähwiesen
(LRT 6510)
Berg-
Mähweiden
(LRT 6520)
Brenndolden-
Auenwiesen
(LRT 6440)
Summe über
LRT
Artikel 16-geförderte
extensive GL-Nutzung
2002 2 (ha)
BB 3.728 - 1.201 4929 9.674
SH 100 (400) - 60 (70) 160 (470) 2.444
ST 6.400 - 1.400 7.800 -
BY 7.600 5.000 30 16.930 -
1
Die Angaben wurden durch die zuständigen Landesbehörden gegeben und können sich durch die terrestrische
Kartierung der FFH-Gebiete noch ändern.
2
Quelle: Berichte zur Halbzeitbewertung der EPLR
8.2.3 Pflanzenarten von Grünlandlebensraumtypen als Anknüpfung für eine
ergebnisorientierte Honorierung am Beispiel des Landes Brandenburg
8.2.3.1 Beschreibung der diskutierten Lebensraumtypen (LRT)
Es werden zwei Grünlandlebensraumtypen Brandenburgs beschrieben, für deren Erhalt eine
extensive Nutzung notwendig ist und deren Fläche aktuell zum großen Teil als Dauergrünland
landwirtschaftlich genutzt werden: Brenndolden-Auenwiesen (LRT 6440) und Magere
Flachland-Mähwiesen (LRT 6510). Da die Pfeifengraswiesen (LRT 6410) in Brandenburg
aktuell zum größten Teil nicht genutzt werden (Beutler & Beutler 2002), sollen diese hier nicht
betrachtet werden. Eine ergebnisorientierte Honorierung der Pflegemaßnahmen ist bei diesem
LRT genauso wie bei den wertvollen Sand-, Kalk-Trocken-, Borstgras- und Steppen-
Trockenrasen (LRT 6120, 6210, 6230, 6240) möglich und sinnvoll 162 .
Brenndolden-Auenwiesen (LRT 6440)
Bei dem Lebensraum der Brenndolden-Auenwiesen handelt es sich um artenreiche Wiesen (ca.
30 Pflanzenarten pro Vegetationsaufnahme) auf potentiellen Auenwaldstandorten der großen
Fluss- und Stromtäler vor allem von Oder, Elbe und Havel. Im Steckbrief als Anlage A-3 im
162 Allerdings müssen unter den veränderten Rahmenbedingungen für derartige Pflegeflächen gesonderte
Honorierungsansätze entwickelt werden, sofern diese Flächen nicht als Grünland gemeldet sind (vgl. Kap. 7.1.4.1).

Beispiele für ergebnisorientierte Honorierungsansätze 261
Anhang ist die Verbreitung des LRT in Brandenburg dargestellt. Der Flächenumfang der
Brenndolden-Auenwiesen in FFH-Gebieten Brandenburgs beträgt 1.201 ha 163 .
Entscheidender Standortfaktor für das Vorkommen des Lebensraumtyps sind wechselfeuchte
Bedingungen (je nach relativer Höhe zum Fluss wechselfeucht bis wechselnass) und Überflutung
bzw. in ausgepolderten Bereichen Überstauung oder Durchfeuchtung durch Drängewasser (vgl.
Steckbrief, Anlage A-3.1 im Anhang). Die Standorte von Brenndolden-Auenwiesen sind
extremen Wasserstandsschwankungen im Jahresverlauf unterworfen (vgl. Balatova-Tulackova
1966, Burkart 1998, Fartmann et al. 2001). In Abhängigkeit von der mittleren Hochwasserlinie
(MHW) kann eine trockene (oberhalb der MHW) und eine feuchte Variante (unterhalb der
MHW) unterschieden werden (Burkart 1998).
Neben der Namen gebenden Art Cnidium dubium sind die Brenndolden-Auenwiesen floristisch
durch das Vorkommen von Stromtalarten charakterisiert (vgl. charakteristische Pflanzenarten
Steckbrief, Anlage A-3.1 im Anhang), das heißt Pflanzen mit subkontinentaler Verbreitung, die
an große Flussauen gebunden sind (vgl. Burkart 2001). Im Steckbrief sind
Pflanzengesellschaften aufgeführt, die von Beutler & Beutler (2002) teilweise bzw. völlig unter
den Lebensraumtyp der Brenndolden-Auenwiese subsumiert werden (Anlage A-3.1 im Anhang).
Allerdings schließen sich Fartmann et al. 2001 den Ausführungen von Zaluski 1995 und Burkart
1998 an, die die gesamten Brenndolden-Auenwiesen des nordostdeutschen Flachlands in einer
Assoziation der Cnidio-Deschampsietum HUNDT ex PASSARGE 1960 zusammenfassen. Diese
‚internen’ Zuordnungsdifferenzen sind jedoch für die Abgrenzung des LRT ‚Brenndolden-
Auenwiese’ nicht relevant, da die gesamte Assoziation Cnidio-Deschampsietum ebenfalls unter
den LRT subsumiert werden kann 164 .
Entsprechend der Dynamik des Fließgewässers können die Vegetationsbestände des LRT von
Jahr zu Jahr starken Veränderungen unterliegen. „So treten die Cnidion-Arten im Jahr nach
einem ausgedehnten Sommerhochwasser nur noch mit verminderter Vitalität auf, erholen sich in
den Jahren danach aber wieder schnell. Somit ist bei der Interpretation der Daten zunächst zu
beurteilen, ob sich Verschiebungen der Deckungsgrade, der Nekromasseanteile oder der
Artenzahlen auf natürliche Prozesse zurückführen lassen oder anthropogen verursacht wurden
(Fartmann et al. 2001: 548).
163 LUA 2004 Abt. Ö2, schriftliche Mitteilung
164 teilweise können die Gesellschaften synonym verwendet werden, vgl. Diskussion zu den Pflanzengesellschaften
in Kap. 8.2.1.2

262 Kapitel 8
Wesentliche Gefährdungsursachen ist die Zerstörung der natürlichen Überflutungsdynamik
durch Flussregulierung, Deichbauten, Polderung und Entwässerung. Die landwirtschaftliche
intensive Nutzung führt selbst auf den natürlich nährstoffreicheren Auenstandorten der
Brenndolden-Auenwiese durch hohe Düngungsintensität sowie Vielschnittnutzung bzw.
Intensivweide zur Artenverarmung (Burkart et al. 2004). Erkenntnisse zur optimalen
landwirtschaftlichen Nutzung im Sinne der Erhaltung artenreicher Brenndolden-Auenwiesen
sind bisher kaum veröffentlicht. Der Verzicht auf eine Düngung als Erhaltungsmaßnahme ist
jedoch unstrittig. Im Gegensatz zu den Empfehlungen von Beutler & Beutler (2002) spricht sich
Burkart (2003 mdl.) dafür aus, dass der erste Schnitt so früh erfolgen kann, wie aus
landwirtschaftlichen Erwägungen sinnvoll ist. Fast alle charakteristischen Arten der
Brenndolden-Auenwiesen blühen spät, in der Regel im zweiten Aufwuchs im Sommer.
Entscheidend ist dass die Hochsommerblüte geschont wird. Starre Vorgaben zum Pflegeregime
erscheinen demnach nicht gerechtfertigt, was den Ansatz einer ergebnisorientierten Honorierung
unterstützt. Positiv für den Ansatz der ergebnisorientierten Honorierung ist außerdem zu werten,
dass die Bestände der Brenndolden-Auenwiesen schnell, also in vertragstauglicher Zeit, auf eine
landwirtschaftliche Übernutzung reagieren (vgl. Fartmann et al. 2001).
Magere Flachland-Mähwiesen (LRT 6510)
Bei diesem LRT handelt es sich um artenreiche Wiesenfuchsschwanz- (feuchtere Standorte) und
Glatthaferwiesen (trockenere Standorte) des Flachlandes. Im Steckbrief als Anlage A-3 im
Anhang ist die Verbreitung des Lebensraumtyps in Brandenburg dargestellt. Der Flächenumfang
der Mageren Flachland-Mähwiesen in FFH-Gebieten Brandenburgs beträgt 3.728 ha 165 .
Das häufigste Vorkommen erstreckt sich auf vorentwässerte Standorte oder Sekundärstandorte
wie Dämme und Deiche (Beutler & Beutler 2002, vgl. Steckbrief, Anlage A-3.2 im Anhang).
Die Vegetation dieses LRT gehört pflanzensoziologisch zum Verband des Arrhenatherion. Für
Fartmann et al. ist die Subsumtion eines Bestandes unter den Verband notwendiges Kriterium für
die Typisierung als LRT: „Diese Abbaustadien der Glatthaferwiesen gehören nicht mehr zum
Arrhenatherion und sind folglich kein Bestandteil des LRT Flachland-Mähwiese“ (Fartmann et
al. 2001: 550). Im Steckbrief sind Pflanzengesellschaften aufgeführt, die von Beutler & Beutler
(2002) teilweise bzw. völlig unter den Lebensraumtyp der Mageren Flachland-Mähwiesen
subsumiert werden (Anlage A-3.2 im Anhang).
165 LUA 2004 Abt. Ö2, schriftliche Mitteilung

Beispiele für ergebnisorientierte Honorierungsansätze 263
Das Arrhenatherion hat im Großen und Ganzen eine ähnliche Verbreitung wie die von Rotbuche
beherrschten Waldgesellschaften. Die artenreichsten und am besten charakterisierten Bestände
findet man dort, wo sie entsprechend der traditionellen Nutzung zweimal im Jahr gemäht und nur
mit Stallmist gedüngt werden (Ellenberg 1996). Die Pflanzenartenzahlen dieses LRT sind in
nordostdeutschen Gebieten wesentlich geringer (25-38 Arten pro Vegetationsaufnahme) als in
Süd- und Mitteldeutschland (37-53) (Fartmann et al. 2001). Die Pflanzenartenzahl liefert
wichtige Hinweise zum Erhaltungszustand des LRT (Fartmann et al. 2001, Liesbach & Peppler-
Liesbach 1996). Typische Pflanzen- und Tierarten sind im Steckbrief im Anhang aufgeführt
(Anlage A-3.2 im Anhang).
Gefährdungsfaktoren sind vor allen Dingen eine intensivere Nutzung und intensive Beweidung,
für die feuchteren Ausprägungen eine weitere Absenkung des Grundwasserpegels auf
Niedermoorböden sowie eine Aufgabe der Nutzung, verbunden mit Verbrachung und
Verbuschung.
8.2.3.2 Ableitung von Pflanzenarten als Indikatoren
Im Folgenden wird eine Methode vorgestellt, wie und auf welcher Datengrundlage die
Entwicklung von Pflanzenarten der LRT für eine ergebnisorientierte Honorierung für die
Brenndolden-Auenwiesen und die Mageren Flachland-Mähwiesen stattfinden kann.
Insbesondere wird diskutiert, inwieweit die aktuellen Indikatorenvorschläge und deren
Normierung im Rahmen des Monitorings nach Artikel 11 der FFH-Richtlinie für eine
ergebnisorientierte Honorierung für Brenndolden-Auenwiesen und Magere Flachland-
Mähwiesen genutzt werden können.
In den Kapiteln 8.2.1.2 und 8.2.1.4 wurde bereits beschrieben, welche grundsätzliche
Datenqualität mit dem Monitoring als Ausgangspunkt vorliegt. Die LRT-Flächen sind digital im
Gelände erfasst und deren Erhaltungszustand bewertet. Die terrestrische Kartierung ergänzt
dabei die bereits für Großschutzgebiete vorliegenden Erhebungen.
In Brandenburg wurden LRT-typische Pflanzenarten und deren Normierung ausgewählt, die auf
den Beschlüssen der LANA (vgl. Anlage A-2) und den in der LANA-Arbeitsgruppe ‚Grünland’
erarbeiteten Vorschlägen basieren. Diese liegen als Entwurf vor 166 und sind im Anhang als
166 Erarbeitung durch das LUA Abt. Ö2

264 Kapitel 8
Tabelle A-8 für die Brenndolden-Auenwiesen und Tabelle A-9 für die Mageren Flachland-
Mähwiesen dargestellt. Die einzelnen Bestände der Lebensraumtypen werden demnach auf der
Grundlage von drei Kriterien anhand einer dreistufigen Skala bewertet. Auf der Grundlage dieser
Einzelbewertung erfolgt eine Aggregation für die Gesamtbewertung des Bestandes. Der Modus
für die Aggregation ist in Anlage A-2 im Anhang dargestellt (vgl. auch Doerpinghaus et al.
2003). Dabei handelt es sich um einen sehr pragmatischen Ansatz, bei dem die drei
Bewertungskriterien gleich gewichtet werden und der darauf abzielt, ein möglichst einheitliches
Vorgehen der Länder zu gewährleisten.
Für eine ergebnisorientierte Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft ist
insbesondere das Kriterium der ‚Vollständigkeit des lebensraumtypischen Arteninventars’ als
Ansatz geeignet. Das aktuelle Arteninventar ist am besten geeignet, die landwirtschaftlich
beeinflusste Qualität des Lebensraums, ausgehend von einer Status-quo-Bewertung, indikativ
abzubilden und damit für die Honorierung zu rationalisieren. Es wird damit dem Ansatz der
ÖQV der Schweiz und des MEKA II gefolgt, indem ausschließlich „Positivzeigerarten“ (BLW
2001) genutzt werden (keine, die eine Beeinträchtigung anzeigen). Die generelle Eignung von
Pflanzenarten des Grünlandes als Indikatoren für eine ergebnisorientierte Honorierung kann
mittlerweile als empirisch bewiesen gelten (vgl. Kap. 4.2.3.1. und 4.2.3.2).
Die Normierung des Arteninventars im Rahmen des Monitorings könnte prinzipiell direkt für die
Verknüpfung mit einer ergebnisorientierten Honorierung genutzt werden. Allerdings müssen die
im Zuge des Monitoringkonzeptes definierten Arten vor dem Hintergrund der gesamten
Anforderungen an Indikatoren als Scharnier zwischen dem ökologischen Gut und der
Honorierung bewertet werden.
In Kapitel 6.3.4 wurde ausführlich diskutiert, dass die Indikatoren zur Erfüllung des speziellen
Zwecks vielfältige Anforderungen erfüllen müssen. Insbesondere vor dem Hintergrund der
Akzeptanz und der Förderung von Eigenmotivation sind die Kriterien der Formulierbarkeit und
der praktischen Erhebbarkeit als wesentlich zu betrachten (Kap. 6.3.4). Die Landwirte sollen als
Produzenten ‚ihre’ ökologischen Güter kennen. Der guten Erkennbarkeit der Indikatorenarten ist
daher nicht nur aufgrund der praktischen Erhebbarkeit besondere Bedeutung beizumessen.
Dieses Anforderungskriterium spielte jedoch bei der Entwicklung der LRT-typischen Arten
keine Rolle. Der Anforderung kann nicht einfach dadurch gerecht werden, dass aus dem Katalog
der Monitoringarten die gut erkennbaren ausgewählt werden, da diese nur teilweise mit der
ausreichenden Stetigkeit in den Beständen der jeweiligen Qualität vorkommen können.

Beispiele für ergebnisorientierte Honorierungsansätze 265
Es wird empfohlen, bei der Ableitung der Indikatoren für eine ergebnisorientierte Honorierung
für die Grünlandlebensraumtypen wie folgt vorzugehen (vgl. Abbildung 61 und Abbildung 62):
Schritt 1 – Zusammenstellung der Datenbasis
Datengrundlagen liefern aktuelle Vegetationsaufnahmen aus Brandenburg, ergänzt durch
geeignete Bestandserhebungen im Rahmen der terrestrischen FFH-Kartierung und der Status-
quo-Bewertung der LRT-Flächen im Zuge des Monitorings. Dabei kann bei den Brenndolden-
Auenwiesen auf eine gute Datenbasis durch mehrere vegetationskundliche Untersuchungen in
den letzten Jahren zurückgegriffen werden (Burkart 1998, Fartmann et al. 2001, vgl. auch Leyer
2002 für Sachsen-Anhalt). Brenndolden-Auenwiesen sind als Gesellschaft eines so genannten
‚Extremstandortes’ relativ gut zu typisieren.
Schwieriger gestaltet sich die Datenlage bei den Mageren Flachland-Mähwiesen. Diese
Wiesengesellschaft der ‚mittleren’ Standorte ist weit weniger klar pflanzensoziologisch definiert
(vgl. Diskussion Kap. 8.2.1.2) und Vegetationsaufnahmen, die die gesamte ‚Breite’ dieses LRT
widerspiegeln, sind aktuell für Brandenburg nicht verfügbar. Eine Prüfung der Verwendbarkeit
der Daten aus der Erfolgskontrolle des Vertragsnaturschutzes und der Agrarumweltmaßnahmen
zu nutzen, erwies sich als nicht möglich. Die Erfolgskontrolle erfolgt durch die Erhebung
bestimmter „Indikatorarten bzw. naturschutzrelevanter Arten verschiedener Grünlandtypen, die
Aussagen über Extensivierungsgrad, Sukzessionsstufe, Nährstoffsituation, Wasserverhältnisse
und Störungen der Untersuchungsflächen zulassen“ (LUA & LAGS 2001). Tabelle A-10 im
Anhang zeigt, dass über die Hälfte der lebensraumtypischen Arten im Rahmen der
Brandenburger Erfolgskontrolle zum Vertragsnaturschutz nicht erfasst werden 167 . Für die
Mageren Flachland-Mähwiesen wird es notwendig sein, die Status-quo-Erhebung im Zuge des
FFH-Monitorings für die Entwicklung von Indikatorenarten einer ergebnisorientierten
Honorierung zu nutzen. Zu prüfen ist, inwieweit die FFH-Kartierung eine Genauigkeit erreicht,
die die Nutzung dieser Daten für die Ableitung der Indikatoren erlaubt.
167 Dieses Beispiel zeigt, dass es aus Gründen der Transaktionskosten vorteilhaft sein kann, eine Erhebung der
Vegetation nach pflanzensoziologischen Methoden durchzuführen, um diese für verschiedene Zwecke nutzen zu
können, auch wenn die Erhebung im ersten Moment einen Mehraufwand bedeutet.

266 Kapitel 8
Schritt 2 – Qualitative Bewertung der Datenbestände
Die unter Schritt 1 beschriebene Datenbasis kann anhand der Qualitätsnormierung des LRT
bewertet werden. Grundlage sind die jeweils LRT-typischen Pflanzenarten. Die Normierungen
für die zwei LRT sind in Abbildung 61 und Abbildung 62 dargestellt. Neben den Pflanzenarten
kann bei nicht ‚eindeutigen’ Beständen bei den Mageren Flachland-Mähwiesen noch das
Kriterium der Deckung der Kräuter hinzugezogen werden. Bei Brenndolden-Auenwiesen kann
die Artenzahl zusätzlich zu den LRT-typischen Pflanzenarten zur Qualitätsbestimmung genutzt
werden.
Trotz der Qualitätsnormierung bedarf es eines gewissen Maßes an ‚Intuition’ auf der Grundlage
fundierter Kenntnisse der realen Vielfalt, um diese Subsumtion der Bestände unter die
Qualitätstypen am grünen Tisch durchzuführen. Diese Arbeit sollte daher durch ausgewiesene
Kenner der Brandenburger Vegetation erfolgen. Die Vielfalt der realen Vegetation führt dazu,
dass sich dem Ideal einer Bewertung als messanalogem Vorgang nur angenähert werden kann.
Entscheidend ist, dass die Bewertung intersubjektiv nachvollziehbar ist (vgl. dazu Kap. 6.3.4).
Die Normierung der Qualitäten operationalisiert jedoch die Qualitätszuweisung weitgehend. 168
Die Bestände sind nach dieser Bewertung eindeutig den Qualitätstypen A, B oder C zugeordnet.
Die kritische Qualitätsbewertung der Datenbasis durch Experten kann und sollte zur
Verifizierung der definierten LRT-typischen Arten genutzt werden (vgl. Abbildung 61 und
Abbildung 62).
Schritt 3 – Ableitung von Indikatorenarten für die ergebnisorientierte Honorierung
Die qualitativ bewerteten Bestände können hinsichtlich differenzierender Arten statistisch
ausgewertet werden. Von Interesse sind dabei nur noch die Qualitäten A und B. Die Gruppe C ist
jedoch zur Definition abgrenzender Arten sehr hilfreich. Selbst über Arten standardisiert werden
muss diese Gruppe nicht (C ist als Rest definiert).
Die Arten müssen eine Treue zur jeweiligen Qualität aufweisen und mit einer ausreichenden
Stetigkeit in den Beständen vorkommen. Die Arten müssen keine Merkmale von
168 Bei der Erarbeitung der Schweizer ÖQV war ein Expertenurteil durch lokale Kenner notwendig, um die
grundlegende Bewertung der Vegetationsaufnahmen als Ausgangspunkt für die Entwicklung der Indikatoren
vorzunehmen. Durch Expertenwissen musste die Frage beantwortet werden: „Ist der Bestand würdig, gefördert zu
werden?“, schriftliche Mitteilung durch Christian Hedinger (vgl. UNA 2001).

Beispiele für ergebnisorientierte Honorierungsansätze 267
pflanzensoziologischen Charakterarten haben, denn die Typuszugehörigkeit muss nicht mit Hilfe
dieser Arten angezeigt werden. Mit hoher Wahrscheinlichkeit werden die jeweiligen LRT
standörtlich unterschieden werden müssen. Insbesondere die Wasserversorgung dürfte eine
Differenzierung notwendig machen (vgl. Beschreibung der LRT in Kap. 8.2.3.1).
Resultat sind mindestens zwei Masterlisten zu Pflanzenarten pro LRT, die die Qualität indikativ
abbilden. Die statistische Auswertung kann zeigen, dass die zwei Qualitäten nicht über
verschiedene Pflanzenarten indikativ zu differenzieren sind, sondern möglicherweise ‚nur’
anhand der Anzahl qualitätszeigender Arten. Aufgrund der sich in der Artenzusammensetzung
durchschlagenden Standortverhältnisse der Wasserversorgung ist von insgesamt vier
Masterlisten pro LRT auszugehen. Qualität A für trockene und feuchte Standort und Qualität B
für trockene und feuchte Standorte (vgl. Abbildung 61 und Abbildung 62).
Die differenzierenden Arten müssen in einem zweiten Schritt hinsichtlich ihrer guten
Erkennbarkeit bewertet werden. Dabei kann zum einen auf die Erfahrungen in der Schweiz und
im MEKA II zurückgegriffen werden (vgl. Kap. 4.2.3, vgl. auch Schiess-Bühler 2003), zum
anderen konnten in den letzten Jahren auch in Brandenburg im Rahmen der Erfolgskontrolle des
Vertragsnaturschutzes Erfahrungen zur Erkennung von ausgewählten Arten in
Grünlandbeständen durch ‚Nichtfachleute’ gesammelt werden. In Brandenburg wurden für die
Erfolgskontrolle von gefördertem, extensivem Grünland Naturwächter der Großschutzgebiete
geschult.
Sofern die Indikatorenarten des Monitorings den Anforderungen der Indikatoren einer
ergebnisorientierten Honorierung gerecht werden, sollten diese genutzt werden, da den
Landwirten dadurch die direkten Zielarten ‚näher gebracht’ werden und darüber hinaus die
Synergieeffekte zwischen Monitoring nach Artikel 11 der FFH-Richtlinie und der
Administration der Honorierungsinstrumente am besten genutzt werden können.
Die indikative Wirkung und die Praktikabilität der ausgewählten Arten ist nach den ersten
Anwendungen zu verifizieren und gegebenenfalls zu überarbeiten.
Die Aufnahmemethode ist im Zuge der Indikatorenentwicklung und in Zusammenarbeit mit den
Landwirten bzw. Kontrollpersonen zu erarbeiten. Dabei können die Erfahrungen genutzt werden,
die mit der Transektmethode im Rahmen des MEKA II (vgl. S. 121) bzw. mit der eher
flächenhaften Erfassung nach dem Schweizer Modell (vgl. BLW 2001) gemacht wurden.

268 Kapitel 8
Verifizierung der LRT-typischen Pflanzenarten
Verifizierung der Indikatorenliste
Bewertung der Bestände auf der Grundlage von LRT-typischen Pflanzenarten
*Achillea salicifolia, *Allium angulosum, *Cnidium dubium, Deschampsia caespitosa, Galium boreale, *Gratiola
officinalis, *Inula britannica, Iris sibirica, Lathyrus palustris, Ranunculus auricomus agg., Sanguisorba officinalis,
Serratula tinctoria, *Scutellaria hastifolia, Senecio aquaticus, Silaum silaus, *Thalictrum lucidum, *Th. flavum,
*Pseudolysimachium longifolium, *Viola stagnina sowie weiteren typischen Arten der Feuchtwiesen
(* = Stromtalarten)
mindestens 6 LRT-Arten
(artenreiche Wiesen
> 30 Pflanzenarten)
A - Bestände mit
vollständigem
lebensraumtypischen
Arteninventar
Statistische Auswertung nach Arten mit charakteristischen Eigenschaften für die jeweilige
Qualität bzw. trennende Zeigereigenschaften zwischen den Qualitäten
Gegebenenfalls sind die Indikatorenarten standörtlich zu differenzieren, z.B. feuchte und trockene
Ausprägung (Wiesenfuchsschwanzwiesen und Glatthaferwiesen).
Zusätzliche Eigenschaft der Arten:
• Einfach/eindeutig zu erkennen
• LRT-typische Arten werden bevorzugt
Liste A – feucht
z.B. Talictrum flavum
…
Brenndolden-Auenwiesen (LRT 6440)
Datenbasis der Bewertung
vorhandene (aktuelle) Vegetationsaufnahmen
Burkart 1998
Fartmann et al. 2001
Leyer 2002
mindestens 3 LRT-Arten
(mittlere Artenzahl)
Datenbasis der Indikatorenentwicklung
B - Bestände mit
weitgehend vorhandenem
lebensraumtypischen
Arteninventar
Qualitätszeigende Indikatorenarten(anzahl)
(standortdifferenziert: feucht/trocken)
weniger als 3 LRT-Arten
(Arten des
Intensivgrünlandes)
C - Bestände mit
teilweise vorhandenem
lebensraumtypischen
Arteninventar
Liste A – trocken Liste B – trocken
Liste B – feucht
(kann mit A identisch sein,
dann Differenzierung über
Artenanzahl)
Abbildung 61: Verfahren zur Ableitung der Indikatoren für eine ergebnisorientierte Honorierung für den
Lebensraumtyp (LRT) Brenndolden-Auenwiese

Beispiele für ergebnisorientierte Honorierungsansätze 269
Verifizierung der LRT-typischen Pflanzenarten
Verifizierung der Indikatorenliste
vorhandene
Vegetationsaufnahmen
des Arrhenatherion
für Brandenburg
mindestens 15 Arten
(- Magerkeitszeiger (*)
- Gesamtdeckungsgrad
der Kräuter: basenreich:
> 40% basenarm: > 30%)
A - Bestände mit
vollständigem
lebensraumtypischen
Arteninventar
Datenbasis der Bewertung
vorhandene Erhebungen
der FFH-Kartierung des
LRT 6510
Bewertung der Bestände auf der Grundlage von LRT-typischen Pflanzenarten
Achillea millefolium, Anthoxanthum odoratum*, Arrhenatherum elatius, Avenula pubescens*, Alopecurus pratensis, Campanula patula,
Centaurea jacea, Crepis biennis, Daucus carota, Festuca prat., Festuca rubra, Galium album, Geranium pratense, Heracleum sphondylium,
Holcus lanatus, Knautia arvensis, Lathyrus prat., Leucanthemum vulgare, Leontodon autumnalis, Leontodon hispidus*, Lotus
corniculatus, Luzula campestris*, Pastinaca sativa, Phleum pratense, Pimpinella major, Pimpinella saxifraga*, Plantago lanceolata, Poa
trivialis, Ranunculus bulbosus*, Ranunculus repens, Ranunculus acris, Rumex thyrsiflorus, Sanguisorba officinalis, Saxifraga granulata*,
Silaum silaus, Stellaria graminea*, Tragopogon pratensis, Trifolium pratense, Veronica chamaedrys, Vicia cracca, Vicia sepium
(eventuell noch ergänzen)
mindestens 8 LRT-Arten
(- Magerkeitszeiger (*)
- Gesamtdeckungsgrad der
Kräuter: basenreich: 30-
40% basenarm: 15-30%)
Datenbasis der Indikatorenentwicklung
B - Bestände mit
weitgehend vorhandenem
lebensraumtypischen
Arteninventar
Status Quo-Erhebung
im Rahmen des
Monitorings
weniger als 8 LRT-Arten
(- Gesamtdeckungsgrad der
Kräuter: basenreich: < 30%
basenarm: < 15%)
C - Bestände mit
teilweise vorhandenem
lebensraumtypischen
Arteninventar
Statistische Auswertung nach Arten mit charakteristischen Eigenschaften für die jeweilige
Qualität bzw. trennende Zeigereigenschaften zwischen den Qualitäten
Gegebenenfalls sind die Indikatorenarten standörtlich zu differenzieren, z.B. feuchte und trockene
Ausprägung (Wiesenfuchsschwanzwiesen und Glatthaferwiesen).
Zusätzliche Eigenschaft der Arten:
• einfach/eindeutig zu erkennen
• LRT-typische Arten werden bevorzugt
Liste A – feucht
z.B. Pimpinella major
…
Magere Flachland-Mähwiesen (LRT 6510)
Qualitätszeigende Indikatorenarten(anzahl)
(standortdifferenziert: feucht/trocken)
Liste A – trocken Liste B – trocken
Liste B – feucht
(kann mit A identisch sein,
dann Differenzierung über
Artenanzahl)
Abbildung 62: Verfahren zur Ableitung der Indikatoren für eine ergebnisorientierte Honorierung für den
Lebensraumtyp (LRT) Magere Flachland-Mähwiese

270 Kapitel 8
8.2.3.3 Honorierungsverfahren
Es wird ein Verfahren vorgestellt, wie eine ergebnisorientierte Honorierung im Rahmen von
Artikel 16 VO (EG) 1257/1999 für die LRT Brenndolden-Auenwiese und Magere Flachland-
Mähwiese umgesetzt werden kann. Eine ergebnisorientierte Honorierung ist selbstverständlich in
gleicher Weise im Rahmen von Agrarumweltmaßnahmen für die LRT anwendbar, mit Artikel 16
kann man jedoch der besonderen Eigentumssituation und der Problemstruktur in FFH-Gebieten
besser gerecht werden (vgl. Kap. 8.2.1.5).
Mit der Ausweisung als SAC-Gebiete sind die Eigentumsrechte an den LRT der Gesellschaft
zugesprochen. Die Staaten sind sogar verpflichtet, alle notwendigen Maßnahmen für die
Umsetzung der Ziele zu ergreifen. Der Inhalt des Eigentums ist anhand der ‚ökologischen
Inhaltsprägung’ (vgl. Czybulka 2002 in Kap. 8.2.1.5) beschrieben. Damit kann argumentiert
werden, dass keine gesonderten Maßnahmen in den Schutzgebietsverordnungen festgelegt
werden müssen, um die Fördervoraussetzungen nach Artikel 16 zu erfüllen, sofern für den Erhalt
bzw. die Entwicklung der LRT eine Einschränkung der landwirtschaftlichen Tätigkeit bzw. eine
bestimmte Art der Nutzung notwendig ist.
Es wurde in Kapitel 8.2.1.5 argumentiert, dass es sich bei der Notwendigkeit des Einsatzes von
individuellen Fähigkeiten zum Erhalt und zur Entwicklung der ‚ökologischen Inhaltsprägung’
um eine ausgleichspflichtige Inhaltsbestimmung handelt, sofern den Landwirten mit der
Verpflichtung zum Erhalt der ‚ökologischen Inhaltsprägung’ Kosten entstehen (keine
Kuppelproduktion). Artikel 16-Zahlungen sind im Rahmen dieser Argumentation eine
Honorierung und die Gesellschaft ist verpflichtet, die Landwirte für ihre Leistung zu
honorieren 169 . Unter Berücksichtigung der Eigentumsrechtslage ist eine Deckelung der Prämie
bei 200 € (bzw. 500 € in den ersten Jahren) für LRT und Arten, die einer landwirtschaftlichen
Bewirtschaftung bedürfen, nicht zu rechtfertigen. Die Höhe sollte mindestens zum Ausgleich der
Kosten führen. Darüber hinaus würde die Möglichkeit der Zahlung von zusätzlichen Anreizen
(z. B. wie bei Agrarumweltmaßnahmen 20 %) mehr Spielraum bei der Entwicklung einer
effizienten Honorierung bringen. Die gesellschaftliche Verpflichtung zur Zahlung verschafft
dem Landwirt (und der Gesellschaft) Planungssicherheit.
169 Aktuell wird Artikel 16 jedoch nicht in dieser Art und Weise angewendet (vgl. Kap. 7.3.2.2).

Beispiele für ergebnisorientierte Honorierungsansätze 271
Die Landwirte erhalten eine Grundprämie für die Erhaltung der Qualität der jeweiligen
Bestände der Brenndolden-Auenwiesen und der Mageren Flachland-Mähwiesen 170 . Damit
entfällt das Risiko für die Landwirte, das entstehen würde, wenn die Honorierung an ein
Entwicklungsziel geknüpft ist, das von anderen als der aktuellen Nutzung abhängt (z. B.
historische Nutzung, Samenbank u.a.) bzw. nicht in vertragstauglicher Zeit zu erreichen ist (vgl.
Kap. 6.3.4.2 und 6.3.4.3). Diese Prämie wird für die Bestände mit einem vorhandenen bzw.
weitgehend vorhandenen typischen Arteninventar ergebnisorientiert auf der Grundlage der
Indikatorenarten der Liste A und B (vgl. Abbildung 61 und Abbildung 62) gestaltet. Für die
Bestände, deren Qualität nur mit C bewertet wird, sind ‚Positivindikatoren’ (vgl. Kap. 8.2.3.2)
nicht sinnvoll und daher wird eine maßnahmenorientierte Honorierung empfohlen (vgl. Tabelle
17 und Tabelle 18).
Tabelle 17: Art der Honorierung in Abhängigkeit von der Lebensraumqualität
jährliche Grundprämie
5-jährige/6-jährige
Zusatzprämie
Qualität des LRT-Bestandes
A B C
ja
ergebnisorientiert für
Erhaltung
(ja)
ergebnisorientiert für
Erhaltung
ja
ergebnisorientiert für
Erhaltung
ja
ergebnisorientiert für
Entwicklung
ja
maßnahmenorientiert
ja
ergebnisorientiert für
Entwicklung
jahrliche Beratung ja ja ja
Schulung zu den
Indikatorenarten
ja ja nein
170 Es wird als sinnvoll erachtet, dass den Landwirten die Zahlung nicht zwangsläufig bei einer einmaligen
Unterschreitung der Norm gekürzt wird.

272 Kapitel 8
Tabelle 18: Ergebnisorientierte Honorierung im Rahmen von Artikel 16 für Brenndolden-Auenwiesen und
Magere Flachland-Mähwiesen
Turnus Was wird
erhoben?
jährlich Indikatorenarten
Kontrollperson Was wird
honoriert?
Landwirte/
Gutachter
jährlich - -
5-jährig 1 /
6-jährig 2
Initialjahr
Vollständigkeit des
LRT-typischen
Arteninventars
(FFH-Monitoring)
ausgewiesene
Fachleute (LUA)
Erhaltung der
Ausgangsqualität
Beratung durch
Umweltberater
Verbesserung der
Ausgangsqualität
Schulung zu
Indikatorenarten
Prämienhöhe Anspruch der
Landwirte
auf Zahlung 3
kostendeckend ja
kostendeckend nein
Anreiz
(politisch
auzuhandeln)
nein
kostendeckend nein
1 im Turnus der Programmlaufzeiten der EPLR
2 im Turnus der FFH-Berichtspflicht
3 Annahme: Einsatz individueller Fähigkeiten führt zu Eigentumsrechten der Landwirte an dem ökologischen Gut
Die Zahlung kann wie bisher jährlich im Rahmen der Agrarförderung erfolgen und orientiert sich
aufgrund der aktuellen Rahmenbedingungen an den Kosten. Dazu wird jeweils eine
‚Standardmaßnahmenvariante’ definiert, die für den Erhalt der Qualität angenommen wird. Die
Landwirte haben auf die Zahlung für die Erhaltung der Lebensraumqualität unter der im Rahmen
dieser Arbeit geführten Argumentation einen Rechtsanspruch. Allerdings macht eine
ergebnisorientierte Honorierung nur Sinn, wenn das Gesamtkonzept zur Umsetzung der FFH-
Richtlinie darauf abgestimmt ist. Wenn, wie aktuell, in bestehenden Verordnungen z. B. die
Nutzung des Grünlandes ordnungsrechtlich vorgeschrieben ist, kann keine ergebnisorientierte
Honorierung erfolgen, wenn die ‚Standardmaßnahmenvariante’ (s.o.) nicht über die
ordnungsrechtlichen Auflagen hinausgeht. Dies gilt umso mehr in Brandenburg, da die
Landwirte z.Z. für das gesamte Grünland in FFH-Gebieten mit entsprechenden
Schutzgebietsauflagen eine Prämie erhalten, die die gesamten Kosten ausgleichen 171 .
Neben dieser Grundprämie können Anreize geschaffen werden, die das Interesse der Landwirte
an der Qualitätsverbesserung der Bestände erhöhen. Selbst die aktuellen Rahmenbedingungen,
die mit einer Deckelung der Prämie bei 200 € verbunden sind, bieten die Möglichkeit in der
Initialphase bis zu 500 € pro ha an Ausgleichszahlungen zu gewähren (vgl. FN 104). Diese
171 In den Schutzgebietsauflagen ist in den allermeisten Fällen die Grünlandnutzung eingeschränkt.

Beispiele für ergebnisorientierte Honorierungsansätze 273
Prämienhöhe gibt in jedem Fall in der Initialphase genügend Spielraum für Anreize und vor allen
Dingen für die Beratung der Landwirte bzgl. ihres ‚neuen’ Gutes. In einer begleitenden Beratung
wird ein wichtiger Baustein für eine erfolgreiche ergebnisorientierte Honorierung gesehen und
diese sollte daher wesentlicher Bestandteil des Gesamtkonzeptes sein (vgl. Tabelle 18).
Aus Sicht der Transaktionskosten ist es vorteilhaft, den Zahlungsrhythmus und das FFH-
Monitoring nach Artikel 11 bzw. die Berichterstattung nach Artikel 17 der FFH-Richtlinie
aufeinander abzustimmen 172 und die zusätzliche Prämie an das Qualitätsergebnis des
Monitorings zu knüpfen. Eine derartige zusätzliche Prämie unter den gegebenen
Rahmenbedingungen (Kostenorientierung) ist damit zu rechtfertigen, dass der
Aushagerungsprozess, als wesentliche Voraussetzung einer Qualitätsverbesserung, einen
besonderen Pflegeaufwand verursacht. Darüber hinaus müssen sich die Landwirte mit den
‚Produktionsfaktoren’ der Güter intensiv auseinander setzen, um die richtige Strategie zu
entwickeln (Suchkosten für die optimale Pflege). Es ist darüber hinaus auch ein Anreiz für die
Erhaltung der höchsten Qualität zu diskutieren.
Die Erhebung der Pflanzenarten als Voraussetzung für die Honorierung kann für die
Grundprämie durch geschulte Gutacher oder, wie im Rahmen des MEKA II, durch die Landwirte
selbst erfolgen 173 . Es spricht jedoch einiges dafür, die Aufnahme durch geschulte Gutachter und
Landwirte gemeinsam vornehmen zu lassen und dies mit einer gleichzeitigen Beratung der
Landwirte zu verbinden. Auf diese Art und Weise würde nicht zuletzt die Zusammenarbeit
zwischen den Vertretern des Naturschutzes und der Landwirte intensiviert werden.
8.2.3.4 Diskussion und Ausblick
Es spricht viel dafür, gerade in FFH-Gebieten eine ergebnisorientierte Honorierung für die LRT
anzuwenden, für deren Erhalt eine landwirtschaftliche Nutzung Voraussetzung ist.
Die Anwendung einer ergebnisorientierten Honorierung würde erleichtert werden, wenn im
Rahmen der neuen EU-Förderperiode ab 2007 (vgl. Kap. 7.1.2) eine Änderung der
Förderbedingungen für Artikel 16 erfolgen würde. Es spricht aus eigentumsrechtlicher Sicht viel
172 Die Berichterstattung nach Artikel 11 der FFH-Richtlinie liegt bereits im gleichen Planungsrhythmus wie die
Maßnahmen zur ländlichen Entwicklung und demzufolge der Artikel 16-Maßnahmen. Die nächste Berichterstattung
erfolgt im Jahr 2006.
173 Es erfolgt im Rahmen der 5 %-Vorortkontrolle eine Überprüfung der Angaben (vgl. Abbildung A-2 im Anhang).

274 Kapitel 8
dafür, Artikel 16 zu differenzieren und zwischen politisch gebilligten Ausgleichszahlungen
(Subventionen im aktuellen Verständnis von Artikel 16) für die Einschränkung
landwirtschaftlicher Tätigkeit (Schrankenbestimmungen) auf der einen Seite und
ausgleichspflichtigen Inhaltsbestimmungen (Honorierungen) für den Erhalt von LRT-Qualitäten
durch eine landwirtschaftliche Nutzung auf der anderen Seite zu unterscheiden, wie die
Diskussion in dieser Arbeit gezeigt hat.
Auf dieser Grundlage können für die ‚ausgleichspflichtigen Inhaltsbestimmungen’
ergebnisorientierte Ansätze erarbeitet werden. Eine Kombination von Ordnungsrecht und
Honorierungsinstrumenten bedarf einer Planungssicherheit, da mit dem Ordnungsrecht weniger
Flexibilität gegeben ist. Von daher ist es in der Phase der Festlegung der ordnungsrechtlichen
Bestimmungen wichtig, ein Gesamtkonzept für die Umsetzung der Ziele der FFH-Richtlinie
vorliegen zu haben.
Die Erarbeitung von ergebnisorientierten Honorierungsansätzen verspricht am erfolgreichsten zu
sein, wenn die Erarbeitung als ein iterativer und transdisziplinärer Prozess gestaltet wird, in den
die Landwirte eingebunden werden. Dabei können die Erfahrungen, die im Zuge der ÖQV und
des MEKA II gemacht wurden, genutzt werden (vgl. Kap. 4.2.3 und Oppermann & Gujer (Hrsg.)
2003). In FFH-Gebieten können dieser Prozess und die Zusammenarbeit bei der Anwendung der
ergebnisorientierten Honorierung einen Beitrag zum besseren Verständnis und zu einer
Erhöhung der Akzeptanz für das Natura 2000-Netzwerk bei den Landnutzern vor Ort leisten. Die
teilweise von den Landwirten bisher vermisste Einbindung (vgl. Tabelle 11 sowie COM 2004)
kann durch eine offensive Beteiligung bei der Entwicklung der Umsetzungsinstrumente für die
FFH-Richtlinie ‚nachgeholt’ werden. Eine ergebnisorientierte Honorierung kann bei
Landwirtschaft und Naturschutz zu einer win-win-Situation führen und Vorbehalte abbauen.

Zusammenfassung 275
9 Zusammenfassung
Der Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft wird im gesellschaftlichen Raum
in den letzten Jahren eine wachsende Bedeutung beigemessen. Drei Gründe sind im
Wesentlichen für diesen Bedeutungszuwachs verantwortlich. Zum einen wird darin eine
Möglichkeit gesehen, die landwirtschaftlich verursachten Umweltprobleme und damit die
Konflikte zwischen Landwirtschaft und Naturschutz zu vermindern, zum anderen die
gesellschaftliche Nachfrage nach einer bestimmten Art von Kulturlandschaft zu befriedigen,
indem die Landwirtschaft als Produzent dieser ‚kulturbestimmten’ ökologischen Güter honoriert
wird. Nicht zuletzt forcieren die politischen Rahmenbedingungen, insbesondere der
internationalen Druck im Zuge der WTO-Verhandlungen, eine Hinwendung zu ökologischen
Gütern. Die Effizienz von Honorierungsinstrumente ist jedoch entscheidend von deren
Ausgestaltung abhängig.
In dieser Arbeit wird im Wesentlichen der Frage nachgegangen, wie das Instrument der
Honorierung ökologischer Leistungen ausgestaltet sein muss, um eine effiziente Allokation von
ökologischen Gütern zu gewährleisten und welche Probleme einer optimalen Ausgestaltung
entgegen stehen. Im Mittelpunkt steht dabei insbesondere das ‚Scharnier’ zwischen dem
nachgefragten Gut und der Zahlung. Die Effizienz der Honorierung ist entscheidend davon
abhängig, ob es gelingt, dieses ‚Scharnier’ derart zu fassen, dass das rationale
Entscheidungskalkül des Landwirtes tatsächlich auf das ökologische Gut gerichtet ist. Es wird
aufgezeigt, dass vor dem Hintergrund dieses Kriteriums die ergebnisorientierte Honorierung
gegenüber einer maßnahmenorientierten Honorierung ein höheres Effizienzpotential aufweist.
Als wesentlicher Anspruch an beide Honorierungsansätze wird herausgearbeitet, dass die mit der
Honorierung durchgesetzten Eigentumsrechte, die Erhaltung der ökosystemaren Fähigkeiten, als
Voraussetzung einer nachhaltigen Produktion ökologischer Güter, gewährleisten müssen.
Auf der Grundlage der theoretischen Betrachtungen zu einer effizienten Ausgestaltung von
Honorierungsinstrumenten erfolgt die Analyse der aktuellen Honorierung ökologischer
Leistungen der Landwirtschaft im europäischen Kontext. Abschließend werden im
Zusammenhang mit der Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie und der FFH-Richtlinie zwei
Beispiele für ergebnisorientierte Honorierung vorgestellt, die das aktuelle Anwendungspotential
dieses Ansatzes aufzeigen.
Kapitel 3 diskutiert zwei Ansätzen ökonomischer Instrumente, den Internalisierungsansatz im
Sinne von Pigou sowie den Standard-Preis-Ansatz nach Baumol. Es werden die Stärken
ökonomischer gegenüber anderen Steuerungsinstrumenten aufgezeigt, die im Wesentlichen in

276 Kapitel 9
der dezentralen Problemlösung durch die Beeinflussung rationaler Entscheidungen von
Individuen begründet sind. Die Charakteristik der umweltökonomischen Instrumente liefert die
Basis für die Effizienzbetrachtungen bzgl. des Instrumentes der ‚Honorierung ökologischer
Leistungen der Landwirtschaft’ in Kapitel 4.
In Kapitel 4 erfolgt die umfassende Charakterisierung des Instrumentes ‚Honorierung
ökologischer Leistung der Landwirtschaft’ als umweltökonomisches Instrument. In dieser Arbeit
wird das Instrument darüber definiert, dass Leistungen der Landwirtschaft zur Bereitstellung von
individuell oder von der Gesellschaft als Umweltziele nachgefragten naturbestimmten und
kulturbestimmten Umweltstrukturen honoriert werden, sofern der Landwirt über die
entsprechenden Eigentumsrechte an den Fähigkeiten zur Produktion dieser Güter verfügt. Dabei
kann eine Leistung durch einen derartigen Nutzungsverzicht erbracht werden, dass die
ökosystemaren Fähigkeiten ausreichen, die naturbestimmten und kulturbestimmten
Umweltstrukturen zu (re)produzieren und/ oder dadurch, dass durch den Einsatz individueller
Fähigkeiten die knappen kulturbestimmten Umweltstrukturen gezielt bereit gestellt werden.
Inwieweit mit dem Instrument die Produktion effizient gesteuert werden kann, hängt
entscheidend von der konkreten Ausgestaltung des Instrumentes ab. Dabei werden in der
gesellschaftlichen Diskussion seit mehreren Jahren immer wieder zwei Honorierungsansätze
einander gegenüber gestellt, die ergebnisorientierte und die maßnahmenorientierte Honorierung.
Die ergebnisorientierte Honorierung wird bisher im Wesentlichen darüber definiert, dass die
Zahlung direkt an einen bestimmten Umweltzustand, z. B. bestimmte Pflanzenarten, gebunden
ist, während bei der maßnahmenorientierten Honorierung die Zahlung an landwirtschaftliche
Bewirtschaftungsverfahren geknüpft wird.
Innerhalb dieser Arbeit wird jedoch das Unterscheidungskriterium der beiden Ansätze aus der
Analyse der Wirkung effizienter ökonomischer Instrumente abgeleitet. Die ergebnisorientierte
Honorierung wird von der maßnahmenorientierten Honorierung ausschließlich anhand des
Kriteriums der dem Landwirt zur Verfügung stehenden Handlungsalternativen unterschieden.
Die dezentrale Suche nach der effizientesten Alternative ist ursächlich für die positive Wirkung,
die ökonomischen Instrumenten per Annahme unterstellt wird.
Bei der ergebnisorientierten Honorierung kann der Landwirt entscheiden, in welcher Art und
Weise er ein nachgefragtes ökologisches Gut produziert, er hat damit Anreiz zur Suche nach
Handlungsalternativen. Mit der maßnahmenorientierten Honorierung wird dem Landwirt nicht
das Ziel, sondern der Weg vorgegeben. Der Anreiz der Zahlung beeinflusst lediglich eine
Entscheidung, die vorgegebene Maßnahme durchzuführen oder nicht. Das Augenmerk des

Zusammenfassung 277
Landwirtes liegt im Gegensatz zur ergebnisorientierten Honorierung nicht auf dem Ergebnis
seiner Arbeit.
Es werden folgende Vorteile der ergebnisorientierten gegenüber der maßnahmenorientierten
Honorierung erarbeitet: Förderung des Eigeninteresses, höheres Innovationspotential, Abbau von
Informationsasymmetrien, Förderung von Kontinuität, Förderung kooperativen Handelns,
Förderung intrinsischer Motivation und nicht zuletzt eine veränderte gesellschaftliche
Risikoverteilung.
Die Praxisbeispiele zur ergebnisorientierten Honorierung aus den letzten Jahren zeigen, dass eine
Anwendung ergebnisorientierter Honorierung selbst im größeren Rahmen und eingebettet in die
europäische Agrarförderung prinzipiell möglich ist. Bisher findet eine ergebnisorientierte
Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft jedoch lediglich im Bereich des Arten-
und Biotopschutzes, durch die Bindung der Zahlungen an das Vorkommen bestimmter
Pflanzenarten, statt.
In Kaptitel 5 wird die Honorierung ökologischer Leistungen vor dem Hintergrund der Theorie
der property rights diskutiert. Nach der Theorie der property rights, bezieht sich die Ökonomie
auf die Eigentumsrechte an knappen Gütern und nicht auf die Güter im eigentlichen Sinne. Mit
dem Instrument der Honorierung ökologischer Leistungen werden Eigentumsrechte geschaffen
oder geändert und/oder durchgesetzt. Da ein Tausch der Eigentumsrechte Voraussetzung für den
Einsatz ökonomischer Instrumente ist, müssen relative Eigentumsrechte geschaffen werden, die
ex post opportunistisches Verhalten in einer Vertragsbeziehung verhindern und somit beidseitig
vorteilhafte Tauschhandlungen erlauben.
Als entscheidend im Zusammenhang mit ökologischen Gütern wird heraus gearbeitet, dass mit
der Schaffung und Durchsetzung der Eigentumsrechte die Fähigkeit zur Produktion der
ökologischen Güter aufrechterhalten werden muss. Das bedeutet, dass mit Eigentumsrechten der
Zugang zu den Fähigkeiten geregelt werden muss. Es werden in dieser Arbeit zwei Fähigkeiten
unterschieden, die für die Produktion von ökologischen Gütern Voraussetzung sind: individuelle
(menschliche) und ökosystemare Fähigkeiten. Der Einsatz von individuellen Fähigkeiten
begründet im Regelfall Privateigentum. Im Falle des Einsatzes von individuellen Fähigkeiten
müssen keine Eigentumsrechte geschaffen werden, diese sind bereits dem Individuum zugeteilt.
Diese Prämisse wird als self-ownership bezeichnet. Die Gesellschaft kann die self-ownership
zugunsten eines Prinzips gegenseitiger Unterstützung einschränken, steht jedoch in der
Begründungspflicht bei der Änderung dieses Eigentumsrechtes. Der Zugang zur individuellen

278 Kapitel 9
Fähigkeit ist selbstbestimmt geregelt, dadurch wird eine Schädigung dieser Fähigkeit (etwa
durch Sklaverei oder Zwangsarbeit) ausgeschlossen.
Eine andere Situation ergibt sich bei den ökosystemaren Fähigkeiten, ökologische Güter zu
produzieren. Es wird aufgezeigt, dass im Ausgangszustand hier ein open access vorliegt, der
Zugang zu den ökosystemaren Fähigkeiten ist nicht geregelt. Von daher kann es hier, im
Gegensatz zu individuellen Fähigkeiten, ohne spezielle Regelungen prinzipiell zur Schädigung
bzw. zur Zerstörung dieser Fähigkeiten kommen. Es wird daher geschlussfolgert, dass sich die
Ökonomie bei ökologischen Gütern mit der Verteilung der Eigentumsrechte an den
ökosystemaren Fähigkeiten zur Produktion der knappen Güter beschäftigen muss.
Der open access kann durch die Verteilung der property rights in einen well-regulated access
überführt werden. Dies ist prinzipiell gleichermaßen durch die Schaffung und Durchsetzung von
Gemein- oder Privateigentum möglich. Die Zuteilung der Eigentumsrechte ist eine normative
Distributionsentscheidung. Grundlegende Distributionsentscheidungen zu Eigentumsrechten sind
in Deutschland im Artikel 14 des GG festgelegt und wurden juristisch im Zuge der
Eigentumsdogmatik und der Abgrenzung der Sozialpflichtigkeit des Eigentums konkretisiert.
Ausgehend von der Verteilung verfassungsrechtlich gebotener und politisch gebilligter
Eigentumsrechte werden die aktuellen Zahlungen für ökologische Leistungen systematisiert und
auf dieser Grundlage Subventionen von Honorierungen unterschieden.
Kapitel 6 beschreibt die Voraussetzungen, die für eine effiziente Honorierung notwendig sind.
Als entscheidende Voraussetzung werden rationalisierte, das heißt mit Hilfe von
Agrarumweltindikatoren operationalisierte Umweltziele identifiziert Die Agrarumweltindi-
katoren werden definiert als: repräsentative Mess- und Kenngrößen von Qualitätszielen der
durch die agrarische Nutzung modifizierten Umwelt, die rationales Handeln ermöglichen. Mit
Hilfe der Indikatoren müssen die absoluten Eigentumsrechte an Erträgen aus individuellen und
ökosystemaren Fähigkeiten so gefasst werden, dass eine Transaktion dieser Rechte mit Hilfe
institutioneller Vereinbarungen stattfinden kann. Dies ist nur möglich, wenn die Indikatoren den
Kriterien der Objektivität und Reliabilität entsprechen, wenn also das Ergebnis der Transaktion
der absoluten Eigentumsrechte mit Hilfe der Indikatoren unabhängig von den jeweiligen
Vertragspartnern unter gleich bleibenden Bedingungen das Gleiche ist.
Die Indikatoren müssen folgende Anforderungen erfüllen: raumkompatibel, das heißt im
politischen Regelungsraum (Transaktionskosten in jedem Fall geringer als Wert des
ökologischen Gutes) valide sowie für landwirtschaftliche Flächeeinheit quantifizierbar,
problemkompatibel, das heißt gegenüber der landwirtschaftlichen Nutzung eines

Zusammenfassung 279
Vertragspartners sensibel und gegenüber den anderen Nutzungen robust, zeitkompatibel, das
heißt in vertragstauglichen Zeiten sensibel, normierbar, das heißt eine klare Grenzziehung
zwischen honorierungswürdiger und nicht honorierungswürdiger Leistung ermöglichen,
kommunizierbar, das heißt adressatengerecht und anwendergerecht formuliert und prüfbar, das
heißt mit möglichst geringem Aufwand (Transaktionskosten in jedem Fall geringer als Wert des
ökologischen Gutes) erhebbar sein. Für die ergebnisorientierte Honorierung können Zustands-
sowie Immissions-Indikatoren und für eine maßnahmenorientierte Honorierung Emissions- und
Maßnahmen-Indikatoren genutzt werden.
Drei wesentliche Problembereiche erschweren bzw. verhindern die Rationalisierung der
Umweltziele: die Komplexität ökologischer Systeme, die Normativität der Indikatoren-
entwicklung und die Diversität der Umweltziele.
Ökosysteme sind komplex und in vielen Fällen durch stochastische und/ oder nicht linear
ablaufende Prozesse bestimmt. Daher ist eine indikative Erfassung als Voraussetzung von
Steuerung immer mit Unsicherheit verbunden. Entscheidend für die Anwendung der
Honorierung ist, wer das finanzielle Risiko trägt, das aus dieser Unsicherheit erwächst. Es
werden drei Risikosituationen in Abhängigkeit ihrer Kalkulierbarkeit unterschieden:
Risikosituation i.e.S. und die Situationen der Ungewissheit, die sich unterteilt in Situation in
Unsicherheit i.e.S. und in Unbestimmtheit. Bei der ergebnisorientierten Honorierung muss der
Landwirt wenigstens einen Teil des Risikos tragen, von daher kommt eine derartige Honorierung
nur in Frage, wenn ein kalkulierbares Risiko besteht. Um die Anwendung der ergebnisorien-
tierten Honorierung jedoch auch bei unkalkulierbarem Risiko zu ermöglichen, kann die
Gesellschaft durch den Einsatz von Modellen das Risiko übernehmen.
Der Prozess der Indikatorenentwicklung bedarf normativer Entscheidungen und demzufolge
entsprechender Entscheidungsstrukturen. Eine Vielzahl von teilweise konkurrierenden
Umweltzielen muss im Zuge der Rationalisierung berücksichtigt und teilweise gegeneinander
abgewogen werden.
In Kapitel 7 werden die politischen Rahmenbedingungen für die Honorierung ökologischer
Leistungen dargestellt und deren Konsequenz für die Entwicklung von Honorierungsinstru-
menten diskutiert. Die internationale Entwicklung im Rahmen der WTO-Verhandlungen führt
einerseits zu einer Erhöhung der Bedeutung von Honorierungen für ökologische Leistungen,
forciert darüber hinaus eine klare Zielformulierung und fordert einen klarer Zusammenhang
zwischen Ziel und Mittel ein. Andererseits werden gerade ergebnisorientierte
Honorierungsansätze dadurch erschwert, dass im Rahmen der WTO deutlich gefordert wird, dass

280 Kapitel 9
sich der Preis für die ökologische Leistung an den Vermeidungskosten zu orientieren hat und die
Landwirte keine Renten aus derartigen Zahlungen ziehen dürfen. Innerhalb dieser internationalen
Rahmenbedingungen treibt die EU einen weiteren Ausbau der ‚Maßnahmen zur ländlichen
Entwicklung’ voran. Damit ist ein Ausbau im Bereich der Honorierung ökologischer Leistungen
zu erwarten. Agrarumweltmaßnahmen sind verpflichtende Bestandteile der Pläne zur ländlichen
Entwicklung für alle EU-Länder. Es darf dabei jedoch nicht übersehen werden, dass aktuell
lediglich 4 % der europäischen Finanzmittel des EAGFL in die Agrarumweltmaßnahmen
investiert werden.
Die teilweise sehr detaillierten Vorgaben der EU zur Ausgestaltung und Kontrolle der
Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft im Rahmen von Agrarumwelt-
maßnahmen haben durchschlagende Wirkung bis hin zu regionalisierten Programmen, da kaum
ein Land auf die Kofinanzierung durch die EU verzichten kann.
Die Analyse deutscher Agrarumweltprogramme und Artikel 16-Maßnahmen zeigt
Handlungsbedarf bzgl. einer effektiveren und effizienteren Ausgestaltung auf.
In Kapitel 8 werden zwei Beispiele für die Anwendung von ergebnisorientierter Honorierung
gegeben, die aufzeigen, dass ein derartiger Ansatz, trotz der vielfältigen Probleme und
politischen Restriktionen, möglich und für die Umsetzung wichtiger, aktueller europäischer
Richtlinien besonders interessant ist. Sowohl durch die Wasserrahmenrichtlinie als auch die
FFH-Richtlinie sind bzw. werden sehr gute Voraussetzung geschaffen, um ergebnisorientierte
Honorierungsansätze anzuwenden. Für die Umsetzung von Maßnahmen im Zuge der
Wasserrahmenrichtlinie können ergebnisorientierte Honorierungsinstrumente entwickelt werden,
die an modellierten Immissionen ansetzen. Mit dem Brandenburger Beispiel für eine
ergebnisorientierte Honorierung der Verminderung von N-Immissionen wird eine Möglichkeit
der Ausgestaltung einer derartigen Honorierung dargestellt.
Die Anwendung im Rahmen der Umsetzung der FFH-Richtlinie bietet sich insbesondere an, da
im Zuge des Monitorings und der Berichtspflicht bereits Indikatoren entwickelt wurden, die
direkt für die Verknüpfung mit Zahlungen genutzt werden können, um die Zahlungen zur
Erhaltung bestimmter Grünlandlebensraumtypen ergebnisorientiert zu gestalten. Die Zahlungen
können hierbei an bestimmte Grünlandpflanzenarten geknüpft werden, wie im Brandenburger
Beispiel dargestellt wird. Nicht zuletzt wird neben dem bereits entwickelten Indikatorensystem
die besondere eigentumsrechtliche Situation in FFH-Gebieten als Grund für die Anwendung
einer ergebnisorientierte Honorierung herausgearbeitet.

Zusammenfassung 281
Mit dieser Arbeit wird auf der einen Seite aufgezeigt, welche komplexen Rahmenbedingungen
die Entwicklung eines effizienten Instrumentes zur Honorierung ökologischer Leistungen der
Landwirtschaft beeinflussen. Auf der anderen Seite werden die Voraussetzungen für effiziente
Honorierungsinstrumente ausführlich dargestellt, die ihrerseits als Ansprüche an die
Rahmenbedingungen gewertet werden können. Im Spannungsfeld dieser gegenseitigen
Abhängigkeit werden Möglichkeiten und Grenzen der Lösung von Umweltproblemen im
Bereich Landwirtschaft und Naturschutz mit Hilfe der Honorierung ökologischer Leistungen
dargestellt.

282 Kapitel 9
Summary
Growing importance in a social sense has been attached to remuneration for farmers for
implementing environmentally sound practices in agriculture over the past few years. There are
essentially three causes for this growing importance. Firstly, the remuneration is seen as a
possibility for decreasing the environmental problems caused by agriculture and the conflicts
between agriculture and environmental protection. Secondly, it is seen as a chance to satisfy the
social demand for a certain type of cultural landscape, insofar as farmers are rewarded as
producers of these ‘culturally defined’ environmental goods. Last but not least, the political
conditions are pushing this turn towards environmental products, especially the international
pressure brought about by WTO negotiations. However, the efficiency of such remuneration
instruments is entirely dependent upon the form they take.
Essentially, this thesis sets out to answer the question of how the implementation of the
remuneration to farmers for environmentally sound practices needs to be designed, in order to
ensure an efficient allocation of environmental goods. Also, the problems that hinder an optimal
form of implementation will be examined. Especially central to this issue is the ‘hinge’ between
the goods in demand and the payments to the farmers. The efficiency of the remuneration is most
decidedly dependent on whether this hinge is designed in a way that the farmer’s rational
decision-making is in fact directed towards the production of environmental goods. It will be
shown that against the backdrop of this criterion the result oriented remuneration has a higher
potential for efficiency as compared to the application oriented remuneration. It will be shown
that an essential requirement for both remuneration approaches is that ownership rights, which
are asserted through remuneration, have to ensure the preservation of a capable ecological
system as a condition for the sustained production of environmental goods.
An analysis of the current remuneration of environmental achievements in a European context
has resulted from theoretical views of an efficient model of remuneration instruments. In
conclusion two examples of result-oriented remuneration, which demonstrate the application
potential of this approach, will be introduced along with the implementation of the water
framework directives and the FFH directives.
Chapter 3 discusses two environmental policy approaches, the internalisation approach as
described by Pigou as well as the standard price approach by Baumol. The strengths of these
environmental instruments will be demonstrated as compared to other regulatory instruments,
which are essentially based on decentralised solutions influenced by rational, individual
decisions. The characteristic of environmental instruments offers the basis for the views on

Zusammenfassung 283
efficiency, regarding the instruments of the ‘remuneration of environmental achievements in
agriculture’ in chapter 4.
An extensive characterisation of the instruments ‘remuneration of environmental achievements
in agriculture’ as environmental instruments comes in chapter 4. Policy will be defined in this
paper by how the agricultural achievements in the preparation of individual or social
environmental goals of desired, naturally defined and culturally defined environmental structures
are rewarded. This requires that the farmer has the necessary ownership rights over the means of
production for these goods. This being said, the farmer can achieve this goal by forgoing further
usage of these means of production once the capabilities of the ecological system are sufficient
enough to (re)produce the naturally and culturally defined environmental structures and/or in
such a way that through the implementation of individual capabilities (abilities) the concise
culturally defined environmental structures can be quite deliberately put into place.
To what extent the production can be efficiently regulated through these instruments depends
quite heavily on the specific form of the policy. Over the past few years two remuneration
approaches have been continually compared in social debates, the result oriented and the
application oriented remuneration. The result oriented approach has essentially been defined by
the fact that the payments correlate directly to specific environmental conditions, i.e. certain
types of plants. On the other hand, the payments through application oriented approach are
associated with agriculture management.
However, in this paper the criteria for the differentiation between the two approaches taken from
the analysis on the effect of environmental instruments. The result oriented remuneration will be
distinguished from the application oriented remuneration only according to the various
operational alternatives the farmer has at his disposal. The decentralised search for the most
efficient alternative brings about the positive effect under which the economical instruments are
(assumingly) subordinated.
Under the result oriented remuneration, the farmer is able to decide in what way he produces the
desired goods. Therefore, he has the incentive to search for operational alternatives. With the
application oriented remuneration the specific path and not the result is given to the farmer.
Incentive through the payments received influences solely one decision; whether these measures
are carried out or not. In contrast to the result oriented remuneration, the farmer’s attention is not
directed towards the results of his work.

284 Kapitel 9
The following advantages of the result oriented over the application remuneration will be
demonstrated, the promotion of self-interest; a higher potential for innovation; the dismantling of
information symmetries; the promotion of continuity; the encouragement of more cooperation;
the promotion of intrinsic motivation; and last but not least a realignment of risk sharing.
The practical examples of the result oriented remuneration in the last few years have shown that
the application of the result oriented remuneration is in principle even possible in the wider
context of and imbedded in the European agricultural policy. However, until now the result
oriented remuneration of environmental achievements in agriculture has only been applied to the
area of plant and biotope protection, in that the payments have been directed towards ensuring
the further existence of certain species of plants.
In chapter 5 the remuneration of environmental achievements will be discussed in the context of
the theory of property rights. According to the theory of property rights economy refers to the
property rights on demand goods and not on goods in the truest sense of the word. Through the
policy of remuneration of environmental achievements property rights are created or altered
and/or enforced. As exchange of property is a requirement of the application of economic
instruments, relative property rights (contract rights) need to be created, which will hinder later
opportunism in contractual relations, therefore allowing an exchange advantageous to both
parties.
Decisive in regards to environmental goods, it will be shown that the ability to produce
environmental goods must be maintained by the creation and implementation of the property
rights. That means that access to these capabilities must be regulated through property rights. In
this paper two capabilities will be distinguished, which are requirements for the production of
environmental goods, individual (human) capabilities and those of the eco-system. The
application of individual capabilities is generally based on private ownership. In the case of
individual capabilities, property rights do not need to be created, for they have already been
given to the individual. This premise is referred to as self-ownership. The society can limit self-
ownership in favour of the principle of mutual support; however, it has the responsibility to give
reason for the change in these property rights. The access to individual capabilities is regulated
by the individual; therefore abuse of these capabilities (i.e. slavery or forced labour) is out of the
question.
Another situation for producing environmental goods is to be found in the eco-system
capabilities. It will be demonstrated that in the opening stages there is an ‘open access’, as the
access to the eco-system capabilities is not regulated. For this reason, in contrast to the individual

Zusammenfassung 285
capabilities, without special regulations in place, these capabilities could in principle be damaged
or destroyed. Therefore, it has been concluded that the economy in regards to environmental
goods must closely examine the distribution of property rights for eco-system capabilities for the
production of demand goods.
Open access can through the distribution of property rights be converted into a well-regulated
access. In principle, this is equally possible through the creation and enforcement of either
common or private property. The distribution of property rights is a normative decision. The
most basic decisions of distribution in Germany are set out article 14 of the German Constitution
(GG) and have legally been put into more concrete terms in the course of ownership dogmatic
and the definition of ‘social responsibilities’ in conjunction with ownership. Accepting the
distribution of constitutionally necessary and politically acceptable property rights, the current
payments for environmental achievements have been systemised and in this sense subvention
and remuneration have been differentiated.
Chapter 6 describes the requirements necessary for efficient remuneration. Decidedly important
for the remuneration, rationalised, operationalised environmental targets have been identified by
using agri-environmental indicators. Global agri-environmental indicators are defined as:
representative measurement categories for an environment, modified through agriculture
applications, which make rational actions possible. Through the use of these indicators, the
absolute ownership rights over the proceeds from eco-system and individual capabilities need to
be devised in such a way as to allow a transfer of these rights with the assistance of institutional
agreements. This is only possible when the indicators fulfil the criteria of objectivity and
reliability. Therefore, it is necessary that the result of the transfer of absolute ownership rights,
attained by using these indicators, is non-partisan and that under the same conditions it remains
the same.
The indicators have to fulfil the following demands; spatial compatibility, which means valid
within the scope of regulations (The costs of the transfer are most certainly less than the value of
the environmental goods.), as well as quantifiable for an agricultural unit of measure (i.e. acre);
problem compatibility, which means the agricultural application is sensible for the contractual
partner and robust as compared to other applications; time compatibility, which means the
contracted period of time is realistic; standardisation ability, which means it is possible create a
clear dividing line between achievements which should and should not be remunerated;
communicable, meaning it is both suitable for the target group as well as the application and
testable, indicating that it is leviable with very little time, energy and expenditure (The transfer

286 Kapitel 9
costs are certainly lower than the value of the environmental goods.). State as well as immission
indicators can be used for the result oriented remuneration, whereas emission and driving forces
indicators can be used for the application oriented remuneration.
Three essential problem areas complicate or hinder the rationalisation of the environmental
targets; the complexity of eco-systems, the normativity of the indicator development and the
diversity of environmental goals.
Eco-systems are complex and in many cases defined by stochastic and/or non-linear processes.
For this reason an indicative compilation, as a requirement for regulating, always contains a
degree of uncertainty. Crucial for remuneration is the question of who will carry the financial
risk, which stems from this uncertainty. Three risk scenarios are discernable, irregardless of their
calculability; risk scenario and the uncertain scenario, which are subdivided into uncertainty (in
its proper sense) and vagueness. Under the result oriented remuneration the farmer has to accept
at least some of the financial risk, therefore this type of remuneration can only be considered
when there is a calculable risk. In order to make the result oriented remuneration feasible even
with these un-calculable risks, the society can take on this risk through the use of models.
The process of developing indicators requires a normative decision and therefore also the
corresponding decision framework. A large number of competing environmental targets must be
weighted out in the course of rationalisation and sometimes against each other.
Chapter 7 presents the political conditions for the remuneration of environmental achievements
and their consequences for the development of the remuneration instruments are discussed. The
international development under the framework of the WTO discussions has led on the on hand
to a rise in the importance of remuneration for environmental achievements. Furthermore, it has
pushed for a clearer formulation of goals and promoted a closer connection between the means
and the ends. On the other hand, the result oriented remuneration has been made more
complicated by the conditions clearly promoted by the WTO and that the price for environmental
achievements is based on the avoidance costs. The farmer is also not permitted to profit from
these payments. Within these international conditions, the EU is moving forward on further
expansion measures for rural development. Under these plans, expansion in the area of
remuneration of environmental achievements is to be expected. Global agricultural measures are
obligatory elements of the plans for rural development in all EU countries. One must not
overlook the fact that currently only 4 % of the European EAGGF financial investment goes
towards global agri-environmental measures. The sometimes rather detailed EU allowances for
the shaping and control of remuneration of environmental achievements in agriculture in the

Zusammenfassung 287
context of global agri-environmental measures have a very strong effect all the way down to the
regional programmes, as there are hardly any countries that can refuse co-financing from the EU.
The analysis of German global agri-environmental programmes and the measures set out in
article 16 has shown the need for action, as in more effective and efficient shaping of these
programmes.
In chapter 8 two examples of the application of result oriented remuneration are presented, in
order to demonstrate that this approach, in spite of the variety of problems and political
restrictions, is possible and more important for the implementation. It is especially interesting in
view of current European directives. The water framework directives as well as the FFH
directives have created and are continuing to create very good conditions for the application of
the result oriented remuneration. Result oriented remuneration instruments can be developed,
based on modelled immissions, so that implemented measures fall in line with the water
framework directives. The example of result oriented remuneration in Brandenburg shows
through a decrease of N-immissions a possible form of this type of remuneration.
The application in the context of the implementation of the FFH directives presents a rather good
possibility, for in the course of monitoring and obligatory implementation reports the indicators
have already been developed. These indicators can be directly used for a connecting to the
payments, in order to make them more result oriented so as to preserve certain types of rural
areas. Furthermore, the payments can be linked to certain species of plants in rural areas, as
shown in the Brandenburg example. Finally, alongside the indicator system, this has already
been developed, the special property rights in FFH areas as a base for the application of result
oriented remuneration is being worked on.
On the one hand, in this thesis it has been shown, what types of complex general conditions
influence the development of instruments for the remuneration of environmental achievements in
agriculture. On the other hand, the requirements for an efficient remuneration instrument have
been thoroughly presented, which could also be seen as demands for the general conditions. This
thesis offers many of the possibilities and limits of the solution to environmental problems in the
area of agriculture and environmental protection through the use of remuneration of
environmental achievements, a field of conflict full of interdependencies.

288 Kapitel 9

Literatur 289
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* Karten- und Datengrundlagen

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* Karten- und Datengrundlagen

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* Karten- und Datengrundlagen

Literatur 315
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September 2001 (BGBl. I 2331).
BetrPrämDurchfG: Gesetz zur Umsetzung der Reform der Gemeinsamen Agrarpolitik,
Art. 1: Betriebsprämiendurchführungsgesetz vom 26. Juli 2004.
BImSchG: Gesetz zum Schutz vor schädlichen Umwelteinwirkungen durch Luftverunreinigungen,
Geräusche, Erschütterungen und ähnliche Vorgänge (BImSchG – Bundes-Immissionsschutzgesetz) vom
26. September 2002.
BNatSchG: Gesetz über Naturschutz und Landschaftspflege (Bundesnaturschutzgesetz – BNatSchG) vom
25. März 2002 (BGBl. I S.1193), zuletzt geändert durch Art. 5 des Gesetzes v. 24.6.2004 (BGBl. I 1359).
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Art. 2: Direktzahlungen-Verpflichtungengesetz vom 26. Juli 2004.
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Erhaltung der natürlichen Lebensräume sowie der wildlebenden Tier und Pflanzen.
GG: Grundgesetz für die Bundesrepublik Deutschland vom 23. Mai 1949, zuletzt geändert durch
Bundesgesetz vom 27.10.1994.
LNatSchG Sch.-H.: Gesetz zum Schutz der Natur (Landesnaturschutzgesetz – LNatschG) vom 18. Juli
2003.
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geändert durch Gesetz vom 19.2.2004.
PflSchG: Gesetz zum Schutz der Kulturpflanzen (Pflanzenschutzgesetz – PflSchG) vom 14. Mai 1998.
SächsNatSchG: Gesetz über Naturschutz und Landschaftspflege (Sächsisches Naturschutzgesetz –
SächsNatSchG), Fassung vom 11. Oktober 1994, zuletzt geändert am 5. Mai 2004.
Verordnung (EG) 118/2004 zur Änderung der Verordnung (EG) 2419/2001 mit
Durchführungsbestimmungen zum mit der Verordnung (EWG) 3508/1992 des Rates eingeführten
integrierten Verwaltungs- und Kontrollsystem für bestimmte gemeinschaftliche Beihilferegelungen vom
23. Januar 2004.
Verordnung (EG) 1593/2000 zur Änderung der Verordnung (EWG) 3508/1992 des Rates eingeführten
integrierten Verwaltungs- und Kontrollsystem für bestimmte gemeinschaftliche Beihilferegelungen vom
17. Juli 2000.
Verordnung (EG) Nr. 1257/1999 des Rates vom 17. Mai 1999 über die Förderung der Entwicklung des
ländlichen Raums durch den Europäischen Ausrichtungs- und Garantiefonds für die Landwirtschaft
(EAGFL) und zur Änderung bzw. Aufhebung bestimmter Verordnungen.
Verordnung (EG) Nr. 1750/1999 der Kommission vom 23. Juli 1999 mit Durchführungsvorschriften zur
Verordnung (EG) Nr. 1257/1999 des Rates über die Förderung der Entwicklung des ländlichen Raums
durch den Europäischen Ausrichtungs- und Garantiefonds für die Landwirtschaft (EAGFL).
Verordnung (EWG) Nr. 2078/92 des Rates vom 30. Juni 1992 für umweltgerechte und den natürlichen
Lebensraum schützende landwirtschaftliche Produktionsverfahren Amtsblatt Nr. L 215 vom 30/07/1992
S. 0085 – 0090.
Vogelschutz-Richtlinie: Richtlinie des Rates vom 2. April 1979 über die Erhaltung der wildlebenden
Vogelarten (79/409/EWG), geändert durch die Richtlinie 97/49/EG der Kommission vom 29. Juli 1997.
WHG: Gesetz zur Ordnung des Wasserhaushalts (Wasserhaushaltsgesetz – WHG) vom 19. August 2002.

316
EPLR der Länder
BB – MLUR (Ministerium für Landwirtschaft, Umweltschutz und Raumordnung des Landes
Brandenburg): Plan zur Entwicklung des ländlichen Raums des Landes Brandenburg
(Stand: 29.09.2000).
BE – Berliner Senat (Senatsverwaltung für Wirtschaft und Technologie und Senatsverwaltung für
Stadtentwicklung): Entwicklungsplan für den ländlichen Raum (Berlin)
(Stand: 29.05.2001).
BW – MLR (Ministerium für Ernährung und Ländlichen Raum): Entwicklungsplan für den ländlichen
Raum in Baden-Württemberg (Stand: 7.09.2000).
BY – STMLF (Bayerisches Staatsministerium für Ernährung, Landwirtschaft und Forsten): Plan zur
Förderung der Entwicklung des ländlichen Raumes in Bayern (Stand: 7.09.2000).
HB – Bremer Senat – SWH (Senator für Wirtschaft und Häfen): Plan des Landes Bremen zur
Entwicklung des ländlichen Raumes (Stand: 4.10.2000).
HE – MULF (Hessisches Ministerium für Umwelt, Landwirtschaft und Forsten): Entwicklungsplan für
den ländlichen Raum im Land Hessen (Stand: 29.09.2000).
HH – Hamburger Senat (Wirtschaftsbehörde – Abteilung Landwirtschaft): Programm für die Entwicklung
des ländlichen Raums in der Region Hamburg (Stand: 18.09.2000).
MV – LM (Ministerium für Ernährung, Landwirtschaft, Forsten und Fischerei Mecklenburg-
Vorpommern: Entwicklungsplan für den ländlichen Raum im Land Mecklenburg-Vorpommern (Stand:
29.09.2000).
NI – ML (Niedersächsisches Ministerium für Ernährung, Landwirtschaft und Forsten): Proland –
Entwicklungsprogramm für den ländlichen Raum im Land Niedersachsen (Stand 29.09.2000).
NW – MUNLV (Ministerium für Umwelt und Naturschutz Landwirtschaft und Verbraucherschutz des
Landes Nordrhein-Westfalen): Plan des Landes Nordrhein-Westfalen zur Entwicklung des ländlichen
Raums (Stand: 7.09.2000).
RP – MWVLW (Ministerium für Wirtschaft, Verkehr, Landwirtschaft und Weinbau des Landes
Rheinland-Pfalz: Entwicklungsplan für den ländlichen Raum im Land Rheinland-Pfalz (Stand:
29.09.2000).
SH – (MUNL) (Ministerium für Umwelt, Natur und Forsten des Landes Schleswig-Holstein, vorh.
Ministerium für ländliche Räume, Landesplanung, Landwirtschaft und Tourismus des Landes Schleswig-
Holstein): Plan des Landes Schleswig-Holstein zur Entwicklung des ländlichen Raumes (Stand:
8.09.2000).
SL – MUEV (Ministerium für Umwelt, Energie und Verkehr des Saarlandes): Entwicklungsplan für den
ländlichen Raum im Saarland (Stand: 29.09.2000).
SN – SMUL (Sächsischen Staatsministerium für Umwelt und Landwirtschaft): Entwicklungsplan für den
ländlichen Raum in Sachsen (Stand: 7.09.2000).
ST – MRLU (Ministerium für Raumordnung, Landwirtschaft und Umwelt): Programm des Landes
Sachsen-Anhalt zur Förderung der Entwicklung des ländlichen Raums (Stand: 7.09.2000).
TH – TMLNU (Thüringer Ministerium für Landwirtschaft, Naturschutz und Umwelt): Entwicklungsplan
für den ländlichen Raum im Land Thüringen (Stand: 29.09.2000).

Literatur 317
Berichte zur Halbzeitbewertung der EPLR in Deutschland (nicht vollständig)
BB – ZALF Müncheberg (Projektleitung): Halbzeitbewertung des Plans zur Entwicklung des ländlichen
Raums des Landes Brandenburg (im Auftrag des Ministeriums für Landwirtschaft, Umweltschutz und
Raumordnung des Landes Brandenburg).
http://www.mlur.brandenburg.de/cms/media.php/2317/halbzeit.pdf
BE – ZALF Müncheberg (Projektleitung): Halbzeitbewertung des Plans zur Entwicklung des ländlichen
Raums des Landes Berlin (im Auftrag des Landes Berlin).
BW – Universität Hohenheim (Projektleitung): Halbzeitbewertung des EPLR Baden-Württembergs (im
Auftrag des Ministeriums für Ernährung und Ländlichen Raum).
http://www.infodienst-mlr.bwl.de/mlr/fachinfo/mepl/ZBBWOkt03Kap1_5.pdf
BY – TU München, Wirtschaftslehre des Landbaus (Projektleitung): Evaluierung der bayerischen
Agrarumweltprogramme "Kulturlandschaftsprogramm" (KULAP A) und "Vertragsnaturschutzprogramm"
(VNP) (im Auftrag des Bayerischen Ministeriums für Landwirtschaft und
Forsten).
HB – FAL Braunschweig, Institut für Betriebswirtschaft, Agrarstruktur und ländliche Räume
(Projektleitung): Halbzeitbewertung des Plans des Landes Bremen zur Entwicklung des ländlichen Raums
(im Auftrag des Senators für Wirtschaft und Häfen der Freien Hansestadt Bremen).
HE – FAL Braunschweig, Institut für Betriebswirtschaft, Agrarstruktur und ländliche Räume
(Projektleitung): Halbzeitbewertung des Hessischen Entwicklungsplans für den ländlichen Raums (im
Auftrag des Hessischen Ministeriums für Umwelt, ländlichen Raum und Verbraucherschutz).
HH – FAL, Institut für Betriebswirtschaft, Agrarstruktur und ländliche Räume (Projektleitung):
Halbzeitbewertung des Plans des Landes Hamburg zur Entwicklung des ländlichen Raums (im Auftrag
der Behörde für Wirtschaft und Arbeit der Freien und Hansestadt Hamburg).
NI – FAL, Institut für Betriebswirtschaft, Agrarstruktur und ländliche Räume (Projektleitung):
Halbzeitbewertung von PROLAND Niedersachsen (im Auftrag des Niedersächsischen Ministeriums für
den ländlichen Raum, Ernährung, Landwirtschaft und Verbraucherschutz).
http://www1.ml.niedersachsen.de/proland/Aktuelles.htm
NW – FAL, Institut für Betriebswirtschaft, Agrarstruktur und ländliche Räume (Projektleitung):
Halbzeitbewertung des NRW-Programms Ländlicher Raum (im Auftrag des Ministerium für Umwelt und
Naturschutz Landwirtschaft und Verbraucherschutz des Landes Nordrhein-Westfalen).
RP – Institut für Ländliche Strukturforschung Frankfurt a.M. (Projektleitung): Bewertung des rheinlandpfälzischen
Entwicklungsplans „Zukunftsinitiative für den ländlichen Raum“ (ZIL) (im Auftrag des
Ministeriums für Wirtschaft, Verkehr, Landwirtschaft und Weinbau des Landes Rheinland-Pfalz).
SH – FAL, Institut für Betriebswirtschaft, Agrarstruktur und ländliche Räume (Projektleitung):
Halbzeitbewertung des Programms „Zukunft auf dem Land“ (ZAL) (im Auftrag des Innenministeriums
des Landes Schleswig-Holstein).
TH – Thüringer Landesanstalt für Landwirtschaft (Projektleitung): Halbzeitbewertung des EPLR
Thüringen (im Auftrag des Thüringer Ministeriums für Landwirtschaft, Naturschutz und Umwelt).

318

Erster Schritt: Bestimmung des regionalen Potentials
Liste A
Mindestens 3 Indikatoren der Liste A sind auf der Parzelle
Alpenhelm, Arnika, Betonie, Enziane, blau/violett, Herbstzeitlose, Klappertopf, Mehlprimel, Sterndolde, Sumpf-
Herzblatt, Teufelskralle, Trollblume, Wollgräser
JA
Die Fläche hat ein hohes biologisches Potential.
Benutzen Sie Liste B zur Bestimmung der Qualität
der Parzelle
Mindestens 6 Indikatoren
der Liste B sind auf der Testfläche
Alpenhelm Margerite
Arnika* Mehlprimel*
Aufrechte Trespe* Mittlerer Wegerich
Betonie Orchideen*
Blutwurz Salbei
Dost Schlaffe Segge
(inkl. Wirbeldost Seggen*
Enziane, blau/violett* (ohne Schlaffe Segge)
Esparsette* Sterndolde
Gelbe Primeln Sumpfdotterblume
Glockenblumen Sumpf-Herzblatt*
Gräser; borstenblättrig, Teufelskralle
horstwüchsig* Thymian
(ohne Festuca rubra) Trollblume
Habermark Wiesenknopf
Hainsimsen (kleiner und großer)
Herbstzeitlose Witwenblumen/
Klappertopf Scabiose
Knolliger Hahnenfuss Wollgräser*
Kohldistel Zypressenblättrige
Mädesüss Wolfsmilch
JA
Die Testfläche weist
die erforderliche
Mindestqualität auf.
Zweiter Schritt: Qualitätstest
NEIN
Die Fläche hat ein mittleres biologisches
Potential. Benutzen Sie Liste C zur Bestimmung
der Qualität der Parzelle
Liste B Liste C
NEIN
Die Testfläche weist
die erforderliche
Mindestqualität
nicht auf.
Bitte der kantonalen Fachstelle für Naturschutz die
Parzellen melden, die
- 1 oder 2 Arten mit * mit hoher Deckung oder
- 3 Arten mit * aufweisen
Mindestens 6 Indikatoren
der Liste C sind auf der Testfläche
Alpenhelm Habermark, Gänsedistel,
Arnika* Alpen-Greiskraut)
Aufrechte Trespe* Kuckuckslichtnelke
Betonie Leimkräuter, weiss
Blutwurz Mädesüss
Dost (inkl. Wirbeldost) Margerite
Enziane, blau/violett* Mehlprimel*
Esparsette* Mittlerer Wegerich
Flaumhafer Orchideen*
Flockenblumen Platterbsen, gelb
Gelb blühender Klee, Ruchgras
grossköpfig Salbei
Gelbe Primeln Schlaffe Segge
Glockenblumen Seggen*
Gräser, borstenblättrig, (ohne Schlaffe Segge)
horstwüchsig* (ohne Sterndolde
Festuca rubra) Sumpfdotterblume
Habermark Sumpf-Herzblatt*
Hainsimsen Teufelskralle
Herbstzeitlose Thymian
Hopfenklee Trollblume
Klappertopf Vogel-Wicke
Knolliger Hahnenfuss* Wiesenknopf
Kohldistel (kleiner und grosser)
Korbblütler, gelb, ein- Witwenblumen/
köpfig (ohne Löwen- Scabiose
zahn, Schwarzwurzel, Wollgräser*
Arnika, und Habermark) Zittergras
Korbblütler, gelb, mehr- Zypressenblättrige
köpfig (ohne Arnika, Wolfsmilch
JA
Die Testfläche weist
die erforderliche
Mindestqualität auf.
NEIN
Die Testfläche weist
die erforderliche
Mindestqualität
nicht auf.
Bitte der kantonalen Fachstelle für Naturschutz die
Parzellen melden, die
- 1 oder 2 Arten mit * mit hoher Deckung oder
- 3 Arten mit * aufweisen
Anhang
Abbildung A-1: Technische Ausführungsbestimmungen zum Anhang der ÖQV: Mindestanforderungen an
die biologische Qualität; Schlüssel für die Alpennordseite (Gujer & Oppermann 2003, leicht verändert)

Anhang
Anlage A-1: Die Regeln der Guten fachlichen Praxis als Voraussetzung für die Honorierung ökologischer
Leistungen
1 Rechtsgrundlagen
Durch den Erlass der EG (VO) 1257/1999 wurde die Gute fachliche Praxis Förderungsvoraussetzung für mehrere
Maßnahmen:
• Ausgleichszulage für das benachteiligte Gebiet,
• Ausgleichszahlungen für Gebiete mit umweltspezifischen Einschränkungen,
• Agrarumweltmaßnahmen,
• Förderung im Rahmen des Agrarinvestitionsprogramms (AFP).
Die Verordnung ‚Ländlicher Raum’ enthält zusätzliche folgende Regelungen:
• Ein Landwirt, der für einen Teil seines Betriebes eine Agrarumweltverpflichtung eingeht, muss im gesamten
landwirtschaftlichen Betrieb mindestens die Anforderungen der guten landwirtschaftlichen Praxis im üblichen
Sinne erfüllen.
• Die Kontrollen vor Ort erstrecken sich jährlich auf mindestens 5 % der Begünstigten.
• Die Mitgliedstaaten bestimmen ein System der Sanktionen für Verstöße. Die Sanktionen müssen wirksam,
verhältnismäßig und abschreckend sein.
Eine Konkretisierung der Guten fachlichen Praxis erfolgt auf europäischer Ebene im Art. 29 der VO (EG) 445/2002,
der diese als den „gewöhnlichen Standard der Bewirtschaftung, die ein verantwortungsbewusster Landwirt in der
betreffenden Region anwenden würde“, definiert.
2 Standardisierung der Guten fachlichen Praxis in Deutschland
In Deutschland wurde unter Federführung des zuständigen Bundesministeriums in Abstimmung mit den Ländern
(Bund-Länder-Arbeitsgruppe) ein Katalog von Indikatoren entwickelt, der bei der Prüfung zur Einhaltung der Guten
fachlichen Praxis angewendet wird. Dabei handelt es sich um folgende Indikatoren:
• Bodenuntersuchungen für jeden Schlag größer als 1 ha und nicht älter als sechs Jahre oder neun Jahre bei
Grünlandextensivierung,
• Untersuchungen über den Stickstoffbedarf von Ackerland und Grünland,
• Nährstoffvergleiche auf Betriebsbasis,
• Sachkundenachweis für Pflanzenschutz,
• Prüfplakette auf der Feldspritze und das Prüfzeugnis.
Darüber hinaus wird auf das Ordnungsrecht verwiesen und zwar insbesondere auf die Regelungen der
Düngeverordnung (DüngeVO) und des Gesetzes zum Schutz der Kulturpflanzen (PflSchG).
3 Kontrolle der Guten fachlichen Praxis
3.1 Aufdeckung im Rahmen der obligatorischen Vor-Ort-Kontrolle
Der Indikatorenkatalog wird im Rahmen der obligatorischen 5 %igen Vor-Ort-Kontrolle durch den Technischen
Prüfdienst der EG-Zahlstelle abgeprüft. Dabei wird von dem Prüfer eine sogenannte Indikatorenkontrolle
vorgenommen, das heißt, es werden unter anderem die auf dem Betrieb vorhandenen Unterlagen gesichtet und auf
Vollständigkeit kontrolliert. Es erfolgt keine tiefergehende fachliche Prüfung, sondern es werden die dargestellten
Voraussetzungen hinsichtlich ihres Vorhandenseins geprüft. Kommt es bei einer Indikatorenkontrolle des
Technischen Prüfdienstes zur Guten fachlichen Praxis zu einer Beanstandung, so wird der entsprechende Prüfbericht
an die Fachbehörde weitergeleitet. Die Fachbehörde führt daraufhin eine eingehende fachliche Prüfung durch und
meldet das Ergebnis an die für die Prämie zuständige Bewilligungsstelle zurück. Diese entscheidet dann auf
Grundlage der Prüfung durch die Fachbehörde über eine eventuelle Sanktion des Prämienantrages. Die Bund-
Länder-Arbeitsgruppe hat festgelegt, dass die Sanktion zusätzlich zu den eventuell durch die Fachbehörde
verhängten Bußgeldern erfolgen muss. Die Zahlungen sollen mindestens in Höhe der Bußgelder zusätzlich gekürzt

Anhang
werden. Der Ablauf der Prüfung der Guten fachlichen Praxis im Rahmen der 5 %igen Vor-Ort-Kontrolle ist in der
folgenden Abbildung für Nordrhein-Westfalen dargestellt.
Landwirte
Zusätzliche
Kürzung
der Prämie
mind. in Höhe
des Bußgeldes
Rückmeldung
an die
Prämienbehörde
Prüfung der Guten Fachlichen Praxis in NW
Stand: 18.09.2000
Quelle: http://www.agrar.de/aktuell/praxis.htm#einh (leicht verändert)
Antrag auf Ausgleichszulage
und Agrarumweltmaßnahmen
Auswahl von 5 % zur Vor-Ort-Kontrolle
durch den Technischen Prüfdienst:
Betriebe werden zur Zahlung gesperrt
Allg. Prüfung durch Technischen Prüfdienst,
zusätzlich Fragen zur Guten fachlichen Praxis,
Prüfen von Indikatoren
kein Verstoß
Freischaltung des Betriebes
und Auszahlung der Prämien
an die Landwirte
Feststellen
eines Verstoßes
Prüfung durch Fachbehörde
keine Bestätigung
des Verstoßes
keine Verhängung
eines Bußgeldes
3.2 Aufdeckung im Rahmen der Prüfung der relevanten Fachgesetze
Bestätigung
des Verstoßes
Fragen/Indikatoren:
- Standardbodenuntersuchung
(P, K)
- Bodenuntersuchung
bei Ackerland (N)
- Nährstoffausgleich
- Sachkundenachweis
Pflanzenschutz
- Prüfplakette an der
Spritze
- sonstige Hinweise
für Verstöße
Verhängung
eines Bußgeldes
Unabhängig von den Kontrollen des Technischen Prüfdienstes der EG-Zahlstelle werden von den zuständigen
Fachreferaten eigenständige Kontrollen durchgeführt. In Deutschland werden die Bewirtschaftungsstandards durch
die Düngemittelverordnung und das Pflanzenschutzgesetz festgelegt und auch schon seit längerem durch die
zuständigen Fachbehörden kontrolliert (z.B. durch die Fachreferate der Landwirtschaftskammer).
Werden Verstöße gegen die Düngemittelverordnung oder das Pflanzenschutzgesetz von der für die Kontrollen
zuständigen Behörde festgestellt und als Ordnungswidrigkeit geahndet, so wird die Fördersumme um den Betrag des
Buß- und Verwarnungsgeldes gekürzt. Diese Kürzung erfolgt zusätzlich, betroffene Unternehmen müssen also zum
einen das Buß- oder Verwarnungsgeld zahlen, zum anderen erhalten sie nur die gekürzte Fördersumme. Die
möglichen Verstöße sind abhängig von der Betriebsstruktur und der Betriebsgröße.

Anhang
Tabelle A-1: Gesetzliche Regelung der Bundesländer zur Enteignung, ausgleichspflichtigen Inhalts- und
Schrankenbestimmungen (ISB), Erschwernis- und Härteausgleich
Gesetzliche Regelungen der Bundesländer
Enteignung ausgleichspflichtige ISB* Erschwernisausgleich
BB § 70 I-III BbgNatSchG § 71 I-III BbgNatSchG
§ 71 IV
BbgNatSchG
Härteausgleich
BE § 46 NatSchGBln § 47 I, II NatSchGBln § 48 NatSchGBln
BW § 47 II NatSchG BW
BY Art. 35 BayNatSchG Art. 36 I BayNatSchG
HB § 37 BremNatSchG § 38 I, III BremNatSchG
HE § 38 HeNatG § 39 HeNatG
HH § 38 HmbNatSchG § 39 I HmbNatSchG
Art.36a
BayNatSchG
MV § 49 LNatG M-V § 50 LNatG M-V § 50 VII LNatG M-V
NI § 49 NNatSchG §§ 50, 51 NNatSchG § 52 I NNatSchG § 52 II NNatSchG
NW § 7 I, V LG § 7 II-V LG
RP § 39 IV, V LPflG § 39 I, II, V LPflG
SL § 37 I, II, IV SNG, § 39 I, II SNG
SN § 37 SächsNatSchG § 38 II-V SächsNatSchG
§ 38 VI
SächsNatSchG
Besonderheit in Sachsen: Vorrang des Vertragsnaturschutzes (§ 39), soweit vertragliche Vereinbarung
dem Schutzzweck in gleicher Weise dient
SH § 41 LNatSchG Sch.-H.
ST § 41 NatSchG LSA
§ 42 I, III-V LNatSchG
Sch.-H.
§ 42 I, II, IV-VI NatSchG
LSA
§ 43 I NatSchG
LSA
TH § 48 ThürNatG §§ 49, 50 I, II ThürNatG § 51 ThürNatG
* Inhalts- und Schrankenbestimmungen
§ 43 LNatSchG
Sch.-H.
§ 43 II NatSchG LSA

Tabelle A-2: Gründe der Nicht-Teilnahme an Agrarumweltmaßnahmen (Anteil in % der Beantworter)
Antrag
abgelehnt
Kein positiver
Umwelteinfluss durch
AUM erwartet
Kompensation
für AUM zu
gering
Bereits Teilnehmer
an anderen
Maßnahmen
Anwendung der
AUM ist zu teuer
Nicht genügend
Wissen über die
AUM
Belgien 13 17 27 0 10 22 5
Frankreich 0 1 10 1 1 8 1
Deutschland
Bayern
Deutschland
Sachsen
Deutschland
Schleswig-Holstein
0 63 50 0 0 0 0
67 33 33 0 0 0 0
10 9 55 0 0 3 23
Griechenland 0 4 27 1 4 24 4
Italien 11 4 19 2 14 52 7
Schweden 9 4 13 4 33 9 0
Großbritannien 10 11 45 2 58 17 25
gesamt 14 10 33 3 21 49 9
Datenquelle: STEWPOL Projekt, Internal Summary Report, in Falconer 2000
Verunsicherung bzgl.
künftiger Entwicklung der
AUM

KOMPLEX 1 KOMPLEX 2
KOMPLEX 3
ALB
jährlich zum Stichtag
31.12. aktualisiert
Ergebnisse der
Flurstücksidentifizierung
programmtechnischer
ALB-Abgleich
Vorhandensein und Größe
sowie doppelte Flurstücke
- kreisübergreifend
- länderübergreifend
Ablehnung im Falle
von Doppelbeantragung
Antrag Agrarförderung
- Gesamtflächen- und Nutzungsnachweis
- Pflicht des Antragstellers zu wahrheitsgemäßen Angaben
- Hinweis, dass beantragte Fläche des Flurstücks nur
kleiner oder gleich der Katasterfläche (ALB) sein kann
Verwaltungskontrolle I
- Prüfung Vollständigkeit der Angaben
Verwaltungskontrolle II
- Schnelldatenerfassung
- flurstücksgenaue Erfassung
- Bestätigung der ordnungsgemäßen
Erfassung
Verwaltungskontrolle III
- Prüfung aller Kriterien für flächen-
bezogene Maßnahmen
Bewilligung
Risikoanalyse
(bundeseinheitlich)
Vor-Ort-Kontrolle
nach
bundeseinheitlichen
Vorgaben
- Vermessung
- visuelle Prüfung
Prüfung nach
Flurkarten
Statistischer Bericht über Ergebnisse der Verwaltungs- und VOK
Abbildung A-2: Überblick über die Verwaltungskontrolle der Maßnahmen im Bereich Ausgleichszulage
sowie der Agrarumweltmaßnahmen (Quelle: Matzdorf & Piorr 2003)
Anhang
Ergebnisse VOK
ggf. Erhöhung
Prüfdichte

Anhang
Tabelle A-3: Cross Compliance – Anforderungen an die Betriebsführung (Quelle: Tabelle 75; BMVEL 2004)
Ab dem 1.01.2005 anwendbar
Umwelt
Richtlinie 79/409/EWG des Rates vom 2. April 1979 über die Erhaltung der wild
lebenden Vogelarten
(ABl. L 103 vom 25. April 1979, S. 1)
Richtlinie 80/68/EWG des Rates vom 17. Dezember 1979 über den Schutz des
Grundwassers gegen Verschmutzung durch bestimmte gefährliche Stoffe (ABl. L 20
vom 26. Januar 1980, S. 43)
Richtlinie 86/278/EWG des Rates vom 12. Juni 1986 über den Schutz der Umwelt
und insbesondere der Böden bei der Verwendung von Klärschlamm in der
Landwirtschaft (ABl. L 181 vom 4. Juli 1986, S. 6)
Richtlinie 91/676/EWG des Rates vom 12. Dezember 1991 zum Schutz der
Gewässer vor Verunreinigung durch Nitrat aus landwirtschaftlichen Quellen (ABl. L
375 vom 31. Dezember 1991, S. 1)
Richtlinie 92/43/EWG des Rates vom 21. Mai 1992 zur Erhaltung der natürlichen
Lebensräume sowie der wild lebenden Tiere und Pflanzen (ABl. L 206 vom 22. Juli
1992, S. 7)
Gesundheit von Mensch und Tier
Kennzeichnung und Registrierung von Tieren
Richtlinie 92/102/EWG des Rates vom 27. November 1992 über die Kennzeichnung
und Registrierung von Tieren
(ABl. L 355 vom 5. Dezember 1992, S. 32)
Verordnung (EG) Nr. 2629/97 der Kommission vom 29. Dezember 1997 mit
Durchführungsvorschriften zur Verordnung (EG) Nr. 820/97 des Rates im Hinblick
auf Ohrmarken, Bestandsregister und Pässe im Rahmen des Systems zur
Kennzeichnung und Registrierung von Rindern
(ABl. L 354 vom 30. Dezember 1997, S. 19)
Verordnung (EG) Nr. 1760/2000 des Europäischen Parlaments und des Rates vom
17. Juli 2000 zur Einführung eines Systems zur Kennzeichnung und Registrierung
von Rindern und über die Etikettierung von Rindfleisch und Rindfleischerzeugnissen
sowie zur Aufhebung der Verordnung (EG) Nr. 820/97 des Rates
(ABl. L 204 vom 11. August 2000, S. 1)
Ab dem 1.01.2006 anwendbar
Gesundheit von Mensch, Tier und Pflanze
Richtlinie 91/414/EWG des Rates vom 15. Juli 1991 über das Inverkehrbringen von
Pflanzenschutzmitteln
(ABl. L 230 vom 19. August 1991, S. 1)
Richtlinie 96/22/EG des Rates vom 29. April 1996 über das Verbot der Verwendung
bestimmter Stoffe mit hormonaler bzw. thyreostatischer Wirkung und von ß-
Agonisten in der tierischen Erzeugung und zur Aufhebung der Richtlinien
81/602/EWG, 88/146/EWG und 88/299/EWG (ABl. L 125 vom 23. Mai 1996, S. 3)
Verordnung (EG) Nr. 178/2002 des Europäischen Parlaments und des Rates vom 28.
Januar 2002 zur Festlegung der allgemeinen Grundsätze und Anforderungen des
Lebensmittelrechts, zur Errichtung der Europäischen Behörde für
Lebensmittelsicherheit und zur Festlegung von Verfahren zur Lebensmittelsicherheit
(ABl. L 31 vom 1. Februar 2002, S. 1)
Verordnung (EG) Nr. 999/2002 des Europäischen Parlaments und des Rates vom 22.
Mai 2001 mit Vorschriften zur Verhütung, Kontrolle und Tilgung bestimmter
transmissibler spongiformer Enzephalopathien (ABl. L 147 vom 31. Mai 2001, S. 1)
Artikel 3, Artikel 4,
Absätze 1, 2 und 4,
Artikel 5, 7 und 8
Artikel 4 und 5
Artikel 3
Artikel 4 und 5
Artikel 6, 13, 15 und
Artikel 22,
Buchstabe b)
Artikel 3, 4 und 5
Artikel 6 und 8
Artikel 4 und 7
Artikel 3
Artikel 3, 4, 5 und 7
Artikel 14, 15,
Artikel 17 Absatz 1,
Artikel 18, 19 und 20
Artikel 7, 11, 12, 13
und 15

Meldung von Krankheiten
Richtlinie 85/511/EWG des Rates vom 18. November 1985 zur Einführung von
Maßnahmen der Gemeinschaft zur Bekämpfung der Maul- und Klauenseuche (ABl.
L 315 vom 26. November 1985, S.11)
Richtlinie 92/119/EWG des Rates vom 17. Dezember 1992 mit allgemeinen
Gemeinschaftsmaßnahmen zur Bekämpfung bestimmter Tierseuchen sowie
besonderen Maßnahmen bezüglich der vesikulären Schweinekrankheit (ABl. L 62
vom 15. März 1993, S. 69)
Richtlinie 2000/75/EG des Rates vom 20. November 2000 mit besonderen
Bestimmungen für Maßnahmen zur Bekämpfung und Tilgung der
Blauzungenkrankheit (ABl. L 327 vom 22. Dezember 2000, S. 74)
Ab dem 1.01.2007 anwendbar
Tierschutz
Richtlinie 91/629/EWG des Rates vom 19. November 1991 über
Mindestanforderungen für den Schutz von Kälbern (ABl. L 340 vom 11. Dezember
1991, S. 28)
Richtlinie 91/630/EWG des Rates vom 19. November 1991 über
Mindestanforderungen für den Schutz von Schweinen (ABl. L 340 vom 11.
Dezember 1991, S. 33)
Richtlinie 98/58/EG des Rates vom 20. Juli 1998 über den Schutz
landwirtschaftlicher Nutztiere (ABl. L 221 vom 8. August 1998, S. 23)
Artikel 3
Artikel 3
Artikel 3
Artikel 3 und 4
Artikel 3 und 4
Absatz 1
Artikel 4
Da für den Bereich des Bodenschutzes zurzeit noch keine entsprechende EU-Regelung existiert, hat die
Verordnung zunächst nur Gegenstände definiert, welche von den Mitgliedstaaten jeweils national zu
konkretisieren sind (BMVEL 2003: 89).
Hierzu gehören:
1. Schutz des Bodens vor Bodenerosion, Erhaltung der organischen Substanz im Boden und Erhaltung der
Bodenstruktur
2. Regelungen für ein Mindestmaß an Instandhaltung von landwirtschaftlichen Flächen
3. Regelungen zur Vermeidung einer Zerstörung von Lebensräumen festzulegen.
4. Darüber hinaus gilt ein Umbruchverbot für Flächen, die im Jahr 2003 als Dauergrünland genutzt wurden.
Anhang

Anhang
Tabelle A-4: Status quo der Agrarpolitik und Mid-term Review
Betriebsprämie
Regionalisierung
Wahloptionen
Stilllegung
Cross
Compliance
Beratung
Modulation
Finanzdisziplin
2.Säule
Getreide
Status quo Mid-Term Review
Direktzahlungen an Fläche bzw. Tierzahl
gebunden; Produktion notwendig.
Stillegung in Höhe von 10 % der
prämierten Ackerkulturen; freiwillige
Stillegung bis 33 %; Anbau von
nachwachsenden Rohstoffen erlaubt.
Wahlweise Reduzierung der
Direktzahlung, um Umweltgesetzgebung
und spezielle Umweltanforderungen
umzusetzen.
Wahlweiser Aufbau eines
Beratungssystems.
Wahlweise Reduzierung der
Direktzahlungen um bis zu 20 %; Dieses
Geld verbleibt im Mitgliedsstaat für die
Finanzierung von begleitenden
Maßnahmen.
Kofinanzierte Maßnahmen im Bereich
Agrarumwelt, Investitionsbeihilfe,
Junglandwirte, Aufforstung etc.; EU-
Anteil 50 % bzw. 75 % in z.B. den neuen
Bundesländern.
Interventionspreis 101,31 €/t;
Direktzahlungen 63 €/t multipliziert mit
Referenzertrag; monatliche Aufschläge
auf den
Interventionspreis (7 mal 0,93 €/t).
Entkoppelte Betriebsprämie ab 2005 enthält
Ackerbauprämien, Rinderprämien und ab 2006/07
Milchprämie; Basisperiode 2000-2002; Einlösung nur
mit Nachweis von landwirtschaftlicher Fläche; Feldobst,
Gemüse und Speisekartoffeln sind bis zum Umfang der
Basisperiode förderfähig.
Regionalisierung kann zur Einführung einer
einheitlichen Flächenzahlung benutzt werden oder einer
Grünland- und Ackerbauprämie; Umverteilung zwischen
Regionen möglich; ein Mitgliedsland mit weniger als
3 Mio. ha kann eine Region sein.
Mitgliedsländer können auf nationaler oder regionaler
Ebene bis zu 25 % der Ackerbauprämie, bis zu 50 % der
Schaf- und Ziegenprämie und wahlweise 75 % der
Bullenprämie, 100 % der Schlachtprämie oder 100 % der
Mutterkuhprämie und 40 % der Schlachtprämie an die
Produktion koppeln; zusätzlich können 10 % des
Gesamtprämienvolumens an spezielle
Produktionsverfahren gebunden werden.
Flächenstilllegungszahlungen müssen durch Stilllegung
aktiviert werden; 10 % der in der Basisperiode
prämierten Ackerfläche; Anbau von nachwachsenden
Rohstoffen möglich; Ökolandbau von Stilllegungsverpflichtung
ausgenommen. Stilllegung (mit Pflege) bis
100 % der Flächen möglich.
Reduktion der Direktzahlungen, wenn EU-Standards im
Bereich Umwelt, Lebensmittelsicherheit und Tierschutz
nicht eingehalten werden oder das Land nicht in guter
landwirtschaftlicher und ökologischer Kondition
gehalten wird.
Mitgliedsländer müssen ein Beratungssystem ab 2007
aufbauen; Beratungsteilnahme durch die Landwirte
freiwillig.
Modulation ab einem Freibetrag von 5000 € um 3 % in
2005, um 4 % in 2006 und um 5 % ab 2007; Verwendung
für Maßnahmen zur ländlichen Entwicklung;
Verteilung nach objektiven Kriterien, wobei mindestens
80 % in dem geldgebenden Mitgliedsstaat verbleibt.
Ab 2007 werden die Direktzahlungen gekürzt, wenn es
sich abzeichnet, dass die Budgetlimitierung bei einer
Sicherheitsmarge von 300 Mio. € nicht eingehalten
werden kann.
Ölsaaten Gleiche Flächenzahlung wie bei Getreide Entkopplung
Zusätzliche Maßnahmen im Bereich
Lebensmittelqualität und Tierschutz; Anhebung des EU-
Anteils um jeweils 10 % für Agrarumweltmaßnahmen
(kein fixer Kofinanzierungssatz, sondern Obergrenze).
Keine Veränderung des Interventionspreises; Halbierung
der monatlichen Aufschläge; Entkopplung; Abschaffung
der Roggenintervention, aber Kompensation durch
erhöhte Gelder aus der Modulation.

Rindfleisch
Milch
Quelle: COM 2003b
Grundpreis von 2 224 €/t mit privater
Lagerhaltung bei 103 % dieses Preises;
Ochsenprämie zweimal 150 €,
Bullenprämie 210 €, Mutterkuhprämie
200 €, Schlachtprämie 80 € bzw. 50 € für
Kälber; allgemeine Limitierung auf 1,8
LU/ha und 90 Tiere;
Extensivierungsprämie von 100 € bei
weniger als 1,4 LU/ha.
Milchquoten gelten bis 2008;
Interventionspreiskürzung um 15 % ab
2005/06; Milchprämie ab 2005/06 steigt
schrittweise auf 25,86 €/t; Anstieg der
Milchquote um 2,39 %.
Anhang
Regionale Anpassungen; Rinderprämien werden Teil der
Betriebsprämie, wobei Wahloptionen bestehen
Milchquoten verlängert bis 2014/15; Interventionspreis
für Butter wird um 25 % von Magermilchpulver um 15
% von 2004 bis 2007 gekürzt; Milchprämie steigt von
11,81 €/t in 2004 auf 35,5 €/t in 2006; danach Teil der
Betriebsprämie; Milchquotenausweitung teilweise
aufgeschoben.

Tabelle A-5:‚KULAP 2000’ von Brandenburg - Beispiel für Agrarumweltmaßnahmen (AUM) eines ‚klassischen’ Agrarumweltprogramms
Gegenstand
Abk. (detaillierte
Untergliederung)
Grünlandmaßnahmen
A1 Extensive
Grünlandnutzung
A2 Extensive
Bewirtschaftung sowie
Pflege von
überflutungsgefährdetem
Flussauengrünland
A3 Späte und eingeschränkte
Grünlandnutzung
A4 Mosaikartige
Grünlandnutzung
wesentliche Beihilfevoraussetzungen
• max. 1,4 GV mindestens 0,3 GV
• Weidebesatzstärke von max. 1,4 RGV/ha Grünland
• keine chemisch-synthetische Stickstoffdüngung
• keine PSM (Ausnahmen auf Antrag)
• mindestens einmalige Nutzung jährlich
(Beweidung/Mahd mit Beräumung)
• mind. 30 % GL an LF des Betriebes
• keine Düngung
• keine PSM
• kein GL-Umbruch
Aufsattelmaßnahme auf A1, A2 oder B3 GL
• kein GL-Umbruch
• Bewirtschaftungsmaßnahmen vor dem ersten Nutzungstermin nur in
Abstimmung mit UNB
• erster Nutzungstermin: a) nicht vor dem 16.06.
b) nicht vor dem 01.07.
c) nicht vor dem 16.07.
Aufsattelmaßnahme auf A1, A2 oder B3 GL
• gestaffelte Mäh- oder Weidenutzung
• spezielle Mahdvorschriften
• kein Umbruch
• zusätzlich Doppelmessermähbalken
Beihilfehöhe
(€/ha)
130
130
45
90
125
110
+20
Gebietskulisse
keine
GL im Bereich von Gewässern
I. Ordnung
Wiesenbrüterschutzgebiete mit
tatsächlichem Vorkommen spezieller
Arten/
Biotoptypen des Feuchtgrünlandes und
Binnensalzstellen
Wiesenbrüterschutzgebiete mit
tatsächlichem Vorkommen spezieller
Arten/
Biotoptypen des Feuchtgrünlandes und
Binnensalzstellen

Abk.
Gegenstand
(detaillierte
Untergliederung)
A5 Erschwerte
Bewirtschaftung und
Pflege von
Spreewaldwiesen
A6 Pflege von
ertragsschwachem
Grünland und Heiden
mittels Beweidung
A7 Pflege von
Streuobstwiesen
Ackermaßnahmen
B1 Integrierter Obst- und
Gemüsebau
B2 Extensive
Produktionsverfahren im
Ackerbau
wesentliche Beihilfevoraussetzungen
Aufsattelmaßnahme auf A1 oder B3 GL
a) Mähnutzung mit Technikeinsatz und Landtransport (Form 1)
b) wie Form 1, jedoch Flächen nur über Wasserweg erreichbar (Form 2)
c) Handmahd von mind. 50 % der Fläche (Form 3)
d) Standweide, ansonsten wie Form 1 (Form 4)
e) Standweide ohne Maschineneinsatz und Erreichbarkeit der Flächen nur
über Wasserweg (Form 5)
• mindestens einmal jährliche Beweidung bis 20.09. nach Weideplan
• Aufzeichnungspflicht der Beweidungsmaßnahmen
• extensive Wiesennutzung
(Verzicht auf chemisch-synthetische Düngung, keine PSM, mindestens
einmalige Mahd mit Beräumung des Mähgutes/Beweidung nicht vor dem
15.06. bis spätestens 20.09.)
• Auflagen zur Baumpflege
a) Grundförderung Obst/Baumschule (PSM – ohne W-Aufl. – nach
Schadschwellen, N min nach Sollwert, Beschränkung für
Wachstumsregulatoren)
b) a + ohne Herbizide
c) a + ohne Insektizide, Akarizide
d) Grundförderung Gemüse u.a. (N min nach Sollwert, nach Möglichkeit
resistentes Saatgut)
e) Grundförderung Beeren in geschütztem Anbau (N min nach Sollwert,
nach Möglichkeit resistentes Saatgut)
nicht geöffnet und ab 2003 aus dem KULAP genommen
Beihilfehöhe
(€/ha)
75
180
380
50
230
105
75
max. 825
385
+150
+100
300
510
Gebietskulisse
innerhalb der festgelegten
Gemeindefluren der Spreewaldregion
pflegebedürftiges Biotop (Bestätigung
durch UNB)
keine
-

Abk.
Gegenstand
(detaillierte
Untergliederung)
B3 Ökologischer Landbau
B4
Erosionsmindernde/
bodenschonende
Maßnahmen
B5 Umwandlung von AL in
extensives GL
B6
Dauerstilllegung von
Ackerland auf ökologisch
sensiblen Flächen
Erhaltung genetischer Vielfalt
C1
C2
Züchtung/Haltung vom
Aussterben bedrohter
Rassen
Erhaltung bedrohter
regionaler Kulturpflanzen
wesentliche Beihilfevoraussetzungen
• Auflagen des ökologischen Landbaus nach VO (EG) 2092/91 bei
Ackerland (AL), Grünland (GL), Gemüse (G) und Dauerkulturen (D).
• GL wie A1, außer Mindestanteil an GL muss nicht eingehalten werden
A/B) Zwischenfrüchte/Untersaaten mit speziellen Auflagen
Beihilfehöhe
(€/ha)
150 AL
130 GL
400 G
615 D
+ 50 Einf.
60/40
Gebietskulisse
C) Anbau kleinkörniger Leguminosen in Reinsaat und Grasgemisch 310 keine
D) Anbau kleinkörniger Leguminosen in Reinsaat und Grasgemisch auf
Kippenflächen (Rekultivierungsauflagen)
• nach Umwandlung extensive Bewirtschaftung des GL wie unter A1
• max. Anteil GL an LF Betrieb 30 %
• 0,05-0,3 ha zusammenhängende Fläche
• keine Nutzung/Pflege zu bestimmten Zeiten möglich (Vorgaben durch
UNB)
• keine Düngung/kein PSM
• Selbstbegrünung
förderfähig sind aktuell:
a) Schwarzbuntes Rind (alte Zuchtrichtung),
b) Deutsches Sattelschwein,
c) Skudden
340
255
300-520
-100 wenn
Flächen
> 0,3 ha
pro Anzahl
a) 135
b) 55-80
c) 25
die aktuell direkt förderfähigen Arten/Sorten sind in einer Liste definiert 130-425
keine
keine
Rekultivierungsflächen
keine
Sensibel Flächen
-
-

Abk.
Gegenstand
(detaillierte
Untergliederung)
Extensive Teichwirtschaft
D
Pflege und Erhaltung von
Teichlandschaften
wesentliche Beihilfevoraussetzungen
• Erhaltung und Pflege der Teichanlagen
• Erhaltung und Pflege der Dämme
• Räumung der Fischgruben
• Verhinderung der Teichverlandung (Entschilfung) nach Pflegeplan durch
zwei Schnitte:
o vor dem 15. Juni
o nach dem 15. Juni
Beihilfehöhe
(€/ha)
bis 100
bis 85
bis 70
bis 25
bis 45
Gebietskulisse
keine

Tabelle A-6: Flächenumfang der im Rahmen des Agrarumweltprogramm geförderten Maßnahmen in
Brandenburg für die Jahre 1994-2002
Anhang
Agrarumweltmaßnahmen
Förderumfang ha/Jahr in Brandenburg
und Art. 16 Maßnahmen 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002
A1 ext. GL 47449 80415 95477 111349 109846 111058 108727 108466 106213
A2 ext. GL in Auen* 2482 11060 11235 12396 13910 12776 7593 7265 6583
A3 ext. GL später Schnitt* 0 0 12824 27859 29502 32048 30006 18013 4925
A5 ext. GL Spreewald* 1933 1537 1599 1626 1703 2232 1510 1545 2251
A6 Trockenes GL/Heiden* 0 0 0 0 0 0 0 1654 1919
A7 Streuobstwiesen* 0 0 102 214 235 302 319 255 190
FP 42 Pflege braches GL* 5051 3859 4765 5597 5663 2966 1426 947 375
B1 IOGB 0 0 6232 5716 6008 6474 7112 7298 7242
B2 ext. AL 7896 14769 28157 31895 30998 23342 12992 606 0
B3 Ökolandbau 1676 4738 7458 33624 47317 56670 57553 68939 77269
B4
Bodenschonende
Maßnahmen
0 0 24226 95957 94289 109909 116706 76882 14254
B5 Umwandlung AL in GL* 2675 6936 10685 17009 17016 16532 13990 11197 5487
* eher umweltzielorientierte Maßnahmen
ext. AL = extensiver Ackerlandnutzung, ext. GL = extensive Grünlandnutzung, IOG = Integrierter Obst- und
Gemüsebau; Erläuterung der Maßnahmen im Anhang Tabelle A-5
Datenquelle: LVL Brandenburg

Anhang
Tabelle A-7: Inanspruchnahme der Ausgleichszahlungen nach Artikel 16 im Jahr 2002 in Deutschland
Land Anz. Betriebe Fläche (ha)
Brandenburg 241 12.536 (10.928*)
Bremen 77 1.263
Hamburg 31 242
Niedersachsen 1.733 15.506
Nordrhein-Westfalen 1.442 13.769
Schleswig-Holstein 256 2.444
Thüringen 354 14.670
* ohne Aufsattelmaßnahmen

Klassen der Relevanz
0 (sehr wenig relevant)
1 (wenig relevant)
2 (mittel relevant)
3 (sehr relevant)
4 (äußerst relevant)
Keine Nutzung
Anhang
Kersebaum, Steidl, Kiesel
Abbildung A-3: Fluren Brandenburgs, die aufgrund der naturräumlichen Standortbedingungen für die
Belastung von Grundwasser durch diffusen Nitrataustrag unter landwirtschaftlicher Nutzung relevant sind
(Kersebaum et al. 2004)

Anhang
Flussgebietseinheiten
Elbe: Koordinierungsraum Havel
Elbe: Koordinierungsraum Mittelelbe/Elde
Elbe: Koordinierungsraum Mulde/Elbe/Schwarze Elster
Oder: Oder, Neiße
Warnow-Peene: Ucker
Kilometer
Abbildung A-4: Koordinierungsräume und Bearbeitungsgebiete (Entwurf) zur Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie im
Land Brandenburg; Stand 07.07.2004 (Datengrundlage: LUA)

Klassen der Relevanz
sehr relevant
relevant
gering relevant
gering relevant, wenn GW-
Flurabstand ordnungsgemäß
gehalten
nicht relevant
keine landwirtschaftlichen Standorte
(inklusive Berlin Ost)
nicht bewertet (z. B. Einfluss durch
Bergbau, keine Landesfläche)
Anhang
Steidl, Dannowski, Fritsche
Abbildung A-5: Landwirtschaftliche Standorte Brandenburgs, die aufgrund der naturräumlichen
Standortbedingungen für die Belastung von Oberflächengewässern durch diffusen Nitrateintrag relevant sind
(Steidl et al. 2003, leicht verändert)

Anhang
N-Austrag (kg/ha*a) aus der Wurzelzone
Keine Ackernutzung/ keine Daten
0
0 - 20
20 - 35
35 - 50
50 - 65
65 - 80
> 80
Kilometer
Abbildung A-6: Modellierte N-Immissionen in die ungesättigte Bodenzone (Emissionen aus der Wurzelzone) der
Ackerstandorte Brandenburgs unter konventioneller Nutzung
(eigene Darstellung, Datengrundlage: Kersebaum 2004)

N-Austrag (kg/ha*a) aus der Wurzelzone
Keine Grünlandnutzung/ keine Daten
0
0 - 20
20 - 35
35 - 50
50 - 65
Kilometer
Anhang
Abbildung A-7: Modellierte N-Immissionen in die ungesättigte Bodenzone (Emissionen aus der Wurzelzone) der
Grünlandstandorte Brandenburgs unter konventioneller Nutzung
(eigene Darstellung, Datengrundlage: Kersebaum 2004)

Anhang
N-Austrag (kg/ha*a) aus der Wurzelzone
Keine Ackernutzung/ keine Daten
0
0 - 20
20 - 35
35 - 50
50 - 65
65 - 80
> 80
Kilometer
Abbildung A-8: Modellierte N-Immissionen in die ungesättigte Bodenzone (Emissionen aus der Wurzelzone) der
Ackerstandorte Brandenburgs unter ökologischer Nutzung
(eigene Darstellung, Datengrundlage: Kersebaum 2004)

N-Austrag (kg/ha*a) aus der Wurzelzone
Keine Grünlandnutzung/ keine Daten
0
0 - 20
20 - 35
35 - 50
50 - 65
Kilometer
Anhang
Abbildung A-9: Modellierte N-Immissionen in die ungesättigte Bodenzone (Emissionen aus der Wurzelzone) der
Grünlandstandorte Brandenburgs unter extensiver Nutzung
(eigene Darstellung, Datengrundlage: Kersebaum 2004)

Anhang
Kilometer
Kilometer
Abbildung A-10: Veranschaulichung der Heterogenität des modellierter N-Austrag aus der Wurzelzone am
Beispiel der ackerbaulich genutzten Standorte Brandenburgs unter konventioneller Nutzung in der Flur
(Ausschnitt nordöstliches Brandenburg)

Verringerung der N-Immissionen in kg/ (ha*a)
Keine Ackernutzung/ keine Daten
0
0 - 20
20 - 35
35 - 50
50 - 65
65 - 80
Kilometer
Anhang
Abbildung A-11: Verringerung landwirtschaftlich verursachter N-Immission in die ungesättigte Bodenzone durch
die Umstellung von konventionell genutztem auf ökologisch genutztes Ackerland, dargestellt auf Flurebene
(eigene Berechnungen, Datengrundlage: Kersebaum 2004)

Anhang
Verringerung der N-Immission (kg/ ha*a)
Keine Grünlandnutzung/ keine Daten
0
0 - 20
20 - 35
35 - 50
Kilometer
Abbildung A-12: Verringerung landwirtschaftlich verursachter N-Immission in die ungesättigte Bodenzone durch
die Umstellung von konventionell genutztem Grünland auf extensiv genutztes Grünland, dargestellt auf Flurebene
(eigene Berechnungen, Datengrundlage: Kersebaum 2004)

Verringerung der N-Immissionen in kg/ (ha*a)
Keine Ackernutzung/ keine Daten
0
0 - 20
20 - 35
35 - 50
50 - 65
65 - 80
Kilometer
Anhang
Abbildung A-13: Verringerung landwirtschaftlich verursachter N-Immission in die ungesättigte Bodenzone durch
die Umstellung von konventionell genutztem Ackerland auf extensiv genutztes Grünland, dargestellt auf Flurebene
(eigene Berechnungen, Datengrundlage: Kersebaum 2004)

Anhang
kein zusätzlicher Anreiz
1,50 bis 10,- €
11,- bis 20,- €
21,- bis 29,- €
30,- €
keine Ackernutzung
Kilometer
Abbildung A-14: Fluren, auf denen eine ökologische Ackernutzung unter Verwendung des Verfahrens zur
ergebnisorientierten Honorierung (kg N-Verminderung pro Jahr = 1,5 €) zu einem zusätzlichen Anreiz gegenüber
der aktuellen, rein kostenorientierten Honorierung führen würde
(eigene Berechnungen, Datengrundlage: Kersebaum 2004 und InVeKoS 2002)

kein zusätzlicher Anreiz
1,50 bis 10,- €
11,- bis 20,- €
21,- bis 30,- €
31,- bis 40,- €
41,- bis 50,- €
51,- €
keine Ackernutzung
Kilometer
Kilometer
Anhang
Abbildung A-15: Fluren, auf denen eine Umwandlung von konventionellem Ackerland in Grünland unter
Verwendung des Verfahrens zur ergebnisorientierten Honorierung (kg N-Verminderung pro Jahr = 1,5 €) zu einem
zusätzlichen Anreiz gegenüber der aktuellen, rein kostenorientierten Honorierung führen würde
(eigene Berechnungen, Datengrundlage: Kersebaum 2004 und InVeKoS 2002)

Anhang
Vorschlag der
Mitgliedsstaaten an die
Europäische Kommission
Festlegung durch die
Europäische Kommission
Ausweisung der Gebiete
durch die Mitgliedsstaaten
SPA
Vogelschutzrichtlinie FFH-Richtlinie
Natura 2000-Gebiete
Vorschlag der
Mitgliedsstaaten an die
Europäische Kommission
pSCI
Gebietsbewertung und
Festlegung durch die
Europäische Kommission
Abbildung A-16: Aufbau des Natura 2000-Netzes (Rückriem & Roscher 1999, leicht verändert)
pSCI = proposed Site of community Interest (vorgeschlagenes Gebiet gemeinschaftlicher Bedeutung)
SCI = Site of Community Interest (Gebiet gemeinschaftlicher Bedeutung)
SAC = Special Area of Conservation (besondere Schutzgebiete)
SPA = Special Protection Area (besondere Schutzgebiete)
SCI
Ausweisung der Gebiete
durch die Mitgliedsstaaten
SAC

Anlage A-2: Beschlüsse der Arbeitsgemeinschaft „Naturschutz“ der Landes-Umweltministerien (LANA)
Anhang
Die LANA hat auf ihrer 81. Sitzung (September 2001 in Pinneberg) die vom AK „Umsetzung der FFH-Richtlinie“
vorgelegten „Mindestanforderungen für die Erfassung und Bewertung von Lebensräumen und Arten sowie die
Überwachung“ beschlossen. Daher werden diese Vorgaben als Grundlage für weitergehende Konzepte
herangezogen. Diese Vorgaben beinhalten sowohl ein Bewertungsschema für die Lebensraumtypen als auch für die
Arten. Demnach wird der Erhaltungszustand anhand von drei Parametern in die Kategorien A, B und C eingestuft.
Tabelle 1: Allgemeines Bewertungsschema zum Erhaltungszustand der FFH-LRT (LANA 2001)
Vollständigkeit der
lebensraumtypischen
Habitatstrukturen
Vollständigkeit des
lebensraumtypischen
Arteninventars
Beeinträchtigung
A
hervorragende
Ausprägung
A
lebensraumtypisches
Arteninventar
vorhanden
A
gering
B
gute Ausprägung
B
lebensraumtypisches
Arteninventar
weitgehend
vorhanden
B
mittel
Die für die drei Parameter zu vergebenden Bewertungskategorien werden zu einem Gesamtwert zusammengefasst.
Hierbei werden folgende Algorithmen angewandt:
Tabelle 3: Algorithmen für die Ermittlung des Gesamtwertes (LANA 2001)
C1
mäßige bis
durchschnittliche
Ausprägung
C1
lebensraumtypisches
Arteninventar nur in
Teilen vorhanden
Habitatstruktur
Habitatqualität
A A A A A B B
Arteninventar
Population
B A B C A B C
Beeinträchtigung C B B C C C C
Gesamtwert B A B C B B C
Der LANA-Arbeitskreis hat außerdem festgehalten, dass die Richtlinie keine Beschränkung des Monitorings auf die
Natura 2000-Gebiete vorsieht. Die Mindestanforderungen an die Überwachung des Erhaltungszustandes sehen daher
vor, dass die Bundesländer Daten zur Bestandsituation der Lebensraumtypen und Arten innerhalb und außerhalb der
Gebiete erheben und über die Ergebnisse berichten. Des Weiteren müssen die Länder sicherstellen, dass auch
Aussagen zur Bestandssituation der Arten der Anhänge IV und V getroffen werden können.
C1
stark
C2 irreversibel
gestört; nicht
regenerierbar
Tabelle 2: Allgemeines Bewertungsschema zum Erhaltungszustand der FFH-Arten (LANA 2001)
Habitatqualität
(artspezifische
Strukturen)
Zustand der
Population
(Populationsdynamik
und –struktur)
Beeinträchtigung
A
hervorragende
Ausprägung
A
gut
A
gering
B
gute Ausprägung
B
mittel
B
mittel
C1
mäßige bis
durchschnittliche
Ausprägung
C1
schlecht
C1
stark
C2 irreversibel
gestört; nicht
regenerierbar

Anhang
Abbildung: A-17: Natura 2000-Gebiete Brandenburgs (Stand 2000) (Quelle: LUA)

Anlage A-3: Steckbriefe der behandelten Lebensraumtypen Brandenburgs
(Beutler & Beutler 2002)
Anhang
Subsumtion der Biotoptypen Brandenburgs und Vegetationseinheiten (Pflanzengesellschaften) unter die
LRT:
v = Vegetationseinheiten oder Biotope, die in der Regel vollständig zu einem Lebensraumtyp gehören
p.p. = (pars partim) Vegetationseinheiten oder Biotope, die teilweise zu einem Lebensraumtyp gehören
Anlage A-3.1: Brenndolden-Auenwiesen (Cnidion dubii)
Code - Natura 2000: 6440 Alluvial meadows of river valleys of Cnidium dubii
BfN-Handbuch: Brenndolden-Auenwiesen der Stromtäler
Code - Biotopkartierung Brandenburg:
05104 Wechselfeuchtes Auengrünland pp
051042 Wechselfeuchtes Auengrünland, kraut- und seggenreich (GFAK) pp
05131 Grünlandbrachen feuchter Standorte (GAF) pp
051316 von sonstigen Süßgräsern dominiert (GAFG) pp
051319 sonstige Grünlandbrachen feuchter Standorte (GAFX) pp
05134 Grünlandbrachen, wiedervernässt (GAN) pp
Naturraum: D03, D05, D06, D07, D08, D09, D10, D12
Beschreibung:
Artenreiche Wiesen an potentiellen Auenwaldstandorten der großen Fluss- und Stromtäler vor allem von
Oder und Elbe, in abgewandelter Form entlang der Mittel- und Unterläufe von Havel und Spree sowie der
Unterläufe von Schwarzer Elster und Neiße, im Jahresverlauf stark schwankende Bodenfeuchte (je nach
relativer Höhe zum Fluss wechselfeucht bis wechselnass) mit periodischer Überflutung
(Überflutungsdauer zwischen einem und vier Monaten im Frühjahr oder Frühsommer, im Sommer stark
austrocknend) und in ausgepolderten Bereichen Überstauung oder Durchfeuchtung durch Dränagewasser,
gekennzeichnet durch das Vorkommen der in Mitteleuropa an großen Flussauen gebundenen Arten
subkontinentaler Verbreitung –Stromtalpflanzen (*).

Anhang
Vegetation:
Molinietalia caeruleae W. KOCH 1926 pp
Deschampsion cespitosae HORVATIC 1935 (syn. Cnidion dubii BAL.-TUL. 1966) pp
Sanguisorba officinalis-Silaetum silai KLAPP 1951 v
Ranunculo auricomi-Deschampsietum caespitosae SCAM. 1955 v
Pflanzenarten:
*Achillea salicifolia, *Allium angulosum, *Cnidium dubium, Deschampsia caespitosa, Alopecurus
pratensis, Galium boreale, *Gratiola officinalis, *Inula britannica, Iris sibirica, Lathyrus palustris,
Ranunculus auricomus agg., Sanguisorba officinalis, Serratula tinctoria, *Scutellaria hastifolia, Senecio
aquaticus, Silaum silaus, *Thalictrum lucidum, Thalictrum flavum, *Pseudolysimachia longifolia, *Viola
stagnina u.a.
(* = Stromtalarten)
Tierarten:
Vögel: Wachtelkönig, Tüpfelralle, Löffel-, Schnatter-, Knäkente, Wiesenpieper, Schafstelze,
Rotschenkel, Brachvogel, Kampfläufer, Bekassine, Kiebitz, Uferschnepfe
Heuschrecken: Chorthippus albomarginatus, Corthippus dorsatus, Chrysochraon dispar, Stethophyma
grossum, Metrioptera roeseli
Schmetterlinge: Maculinea nausithous u.a.
Käfer: Cynegetis impunctata, Grypus brunnirostris, Lixus iridis, Nephus redtenbachi, Pelenomus
waltoni, Phyllotreta exclamationis u.a.
Hautflügler: Bombus muscorum u.a.
Spinnen: Allomengea scopigera, A. vidua Lophomma punctatum, Pachygnatha clercki, Pardosa div.
spec., Pelecopsis mengei, Robertus arundineti, Savignya frontata, Tibellus maritimus u.a.
Weichtiere: Succines putris u.a.
Kartierungshinweise:
Signifikante Vorkommen von Stromtalpflanzen wesentliche; fehlende Überflutung infolge Ausdeichung
oder Abflussregulierung kein Ausschlusskriterium, sofern noch hydrologischer Kontakt zum Fluss
besteht; Übergangsformen zu LRT 6410 und zu nährstoffreichen Feuchtwiesen in den Auen der kleineren
Flüsse sowie zu LRT 6510 als Brenndolden-Auenwiesen erfassen, wenn Stromtalarten in signifikanten
Populationsgrößen vorhanden; Einschluss von Brachestadien, die noch Fragmente des typischen
Arteninventars aufweisen, als Entwicklungsflächen
Ökologische Erfordernisse für einen günstigen Erhaltungszustand:
Artenreiche, floristisch nach kleinräumigen Standortunterschieden (Substrat, Relief, Hydroregime)
differenzierte, extensiv ohne Düngung genutzte Wiesen und Mähweiden auf lehmigen bis tonigen, zum
Teil sandüberlagerten Auenböden mit schwankendem Überflutungs- bzw. Drängewassereinfluss
Kennzeichen und Indikatoren für die Verschlechterung des Erhaltungszustandes:
Strukturverarmung und signifikanter Rückgang der charakteristischen Arten bei gleichzeitiger
Ausbreitung nitrophiler Pflanzen des Wirtschaftsgrünlandes und der Ruderalfluren (insbesondere Gräser
wie Alopecurus pratensis, Poa div.spec., Agropyron repens u. a.). zunehmende Trockenheit mit
Rückgang von Feuchte- und Nässezeigern; Vergrasung und Verbuschung bei Nutzungsauflassung
Gefährdungsfaktoren und Ursachen:
Eingriffe in die Überflutungsdynamik durch Fließgewässerausbau, Stauhaltung mit Steuerung der Durch-
und Abflussmengen sowie Maßnahmen zum Hochwasserschutz (z.B. Ausdeichung). Grundwasserabsenkung
in den Flussauen durch hydromeliorative Eingriffe (Gräben, Drainagen, Reliefnivellierung);
Aufgabe oder Intensivierung (Vielschnittwiese, intensive Beweidung Düngung, Umbruch, Ansaaten) der
Grünlandnutzung; dem biologischen Zyklus der Vegetation unangepasste Nutzungszeiten (z.B. Mahd zur
Hauptblütezeit in VII/VIII); Bepflanzung und Aufforstung

Anhang
Grundsätze für Erhaltungs- und Entwicklungsmaßnahmen:
Erhaltung oder Wiederherstellung der essentiellen Standortbedingungen (standorttypischer
Wasserhaushalt mit Überflutungsregime, Mesorelief). Extensive einschürige düngungsfreie Mahd, ggf.
extensive Beweidung mit Nachmahd. Biotopspezifische Nutzungstermine (Juni und/oder September).
Maximal 2 Weidegänge oder 2 Schnitte je Jahr können insbesondere in wiederherzustellenden Beständen
(Aushagerung) toleriert werden
Monitoring:
Vegetation (insbesondere Stromtalarten), Fauna, Grundwasserpegel und Wasserstandsdynamik,
Nutzungen und Nutzungsintensität hinsichtlich ihrer standortspezifischen Verträglichkeit (Unterschiede
durch örtlich stark variierende Standortparameter), Effizienzkontrolle von Managementmaßnahmen
Literaturhinweise:
VENT, W. & BENKERT, D. (1984): Verbreitungskarten brandenburgischer Pflanzenarten. 2. Reihe:
Stromtalpflanzen (1). Gleditschia 12: 213-238.

Anhang
Anlage A-3.2: Magere Flachland-Mähwiesen (Alopecurus pratensis, Sanguisorba officinalis)
Natura 2000-Code: 6510 Lowland hay meadows
(Aopecurus pratensis, Sanguisorba officinalis)
BfN-Handbuch: Extensive Mähwiesen der planaren bis submontanen Stufe
(Arrhenatherion, Brachypodion-Centaureion nemoralis)
Code - Biotopkartierung Brandenburg:
05110 Frischwiesen und Frischweiden (GM) pp
05112 Frischwiesen (GMF) pp
051121 typische Ausprägung (GMFR) v
05131 Grünlandbrachen feuchter Standorte (GAF) pp
051316 von sonstigen Süßgräsern dominiert pp
05132 Grünlandbrachen frischer Standorte (GAM) pp
051321 artenreich (typische Grünlandarten) (GAMR) pp
07170 flächige Obstbestände (Streuobstwiesen) (BS) pp
07171 genutzte Streuobstwiesen (BSG) pp
07173 aufgelassene Streuobstwiesen (BSA) pp
Naturraum: D03, (D04), D05, D06, D07, D08, D09, D10, D11, D12
Beschreibung:
Artenreiche, durch zweischürige Mahd entstandene und erhaltene Wiesenfuchs-schwanz- und
Glatthaferwiesen des Flach- und Hügellandes (Verband Arrhenatherion); in Brandenburg meist in
trockenen oder feuchten Ausbildungen, häufig auf vorentwässerten Standorten oder auf
Sekundärstandorten (Dämme und Deiche)
Vegetation:
Arrhenatheretalia elatioris PAWL. 1928 pp
Arrhenatherion elatioris (BR.BL. 1925) W. KOCH 1926 pp
Dauco Arrhenatheretum elatioris BR.-BL. 1915 v
Heracleo-Arrhenatheretum (Tx. 1937) PASS. 1964 v
Centaureo scabiosae-Arrhenatheretum (FARTMANN 1997) ass. Nov. v
Chrysanthemo-Rumicetum thyrsiflori WALTHER ap. R. TX.1955 ex WALTHER 1977 v
Alopecurion pratensis PASS. 1964 v
Alopecuretum pratensis REGEL 1925 v
Pflanzenarten:
Typische Arten: Arrhenatherum elatius, Pastinaca sativa, Alopecurus pratensis, Galium album,
Campanula patula, Crepis biennis, Knautia arvensis, Sanguisorba officinalis, Tragopogon pratensis,
Leucanthemum vulgare, Daucus carota, Festuca rubra, Anthoxanthum odoratum, Holcus lanatus,
Ranunculus bulbosus, Poa trivialis, Ranunculus repens, Silaum silaus, Achillea millefolium, Pimpinella
major, Centaurea jacea, Luzula campestris, Veronica chamaedrys, Plantago lanceolata u.a.
Tierarten:
Vögel: Wiesenpieper, Braunkehlchen, Schafstelze, Feldlerche, Wachtelkönig, Rebhuhn, Wachtel
Heuschrecken: Tettigonia cantans, Tettigonia viridissimus. Conocephalus dorsalis, Tetrix subulata u.a.
Schmetterlinge: Adscita statices, Brenthis ino, Coenonympha glycerion, Lycaena dispar, Maculinea
nausithous, (Maculinea teleius: nur, wenn sehr feucht!), Maniola jurtina, Melanargia galathea, Ochlodes
venatus, Thymelicus lineola u.a.

Anhang
Käfer: Agonum mülleri, Agriotes lineatus, Agriotes obscurus, Altica palustris, Aphthona lutescens
Ctenicera pectinicornis, Phyllotreta exclamationis, Poecilus versicolor, Rhinoncus bosnicus u.a.
Hautflügler: Andrena div. spec., Bombus muscorum, Epheoloides coecutiens, Macropis labiata, Melitta
nigricans,. u.a.
Spinnen: Allomengea vidua, Arctosa leopardus, Lophomma punctatum, Oedothorax fuscus, Pelecopsis
mengei, Savignya frontata, Pardosa amentata, Pardosa prativaga, Pirata piraticus, Tibellus maritimus,
u.a.
Weichtiere: Carychium minimum, Cochlicopa lubrica, Euconulus fulvus, Nesovitrea hammonis, Vallonia
costata, Vertigo pygmaea, Vitrina pellucida u.a.
Kartierungshinweise:
Kriterium für die Zuordnung - artenreiche Bestände mit einem signifikanten Anteil an Wiesenstauden
(z.B. Centaurea jacea); Graseinsaaten aus Alopecurus pratensis auf intensiv bewirtschafteten nicht
zugehörig
Ökologische Erfordernisse für einen günstigen Erhaltungszustand:
Ungedüngte nährstoffreiche, mild-humose Standorte auf Mineralböden oder entwässerten
Niedermoorböden, frisch bis mäßig trocken
Kennzeichen und Indikatoren für die Verschlechterung des Erhaltungszustandes:
Drastischer Artenrückgang, insbesondere bei Blütenpflanzen und Verbuschung mit Gehölzen (z.B. Erle -
Alnus glutinosa, Weiden – Salix spec., Faulbaum - Frangula alnus, auch Robinie - Robinia pseudoacacia,
Wald-Kiefer - Pinus sylvestris sowie weitere Laubhölzer). Entwicklung von Schilf-Landröhrichten
(Phragmites australis) und von Hochstaudenfluren durch verstärkte Einwanderung von Filipendula
ulmaria, Epilobium-Arten, Anthriscus sylvestris, Aegopodium podagraria und anderen Arten; verstärktes
Aufkommen von Eutrophierungszeigern, (z.B. Urtica dioica)
Gefährdungsfaktoren und Ursachen:
Nutzungsaufgabe oder Änderung der traditionellen Nutzung (zweischürige Mahd) durch Intensivierung
mit Umbruch, Düngung, der Umstellung auf Weidewirtschaft und der Pferchung von Weidevieh, weitere
Absenkung des Grundwasserpegels auf Niedermoorböden; Verbuschung von Brachestadien durch
natürliche Sukzession; Gehölzanpflanzungen bzw. Aufforstungen
Grundsätze für Erhaltungs- und Entwicklungsmaßnahmen:
Erhaltung der Vegetation durch Fortsetzung der traditionellen Nutzung als dauerhaft zweischürige
Mähwiese, Anpassung der Nutzung an jeweilige Standortbedingungen ohne oder mit geringer Düngung
(Stickstoff), erster Schnitt nach 15.VI. des Jahres; ggf. extensive Nachbeweidung kurzfristige möglich;
nach Maßgabe Gehölzbeseitigung durch Entbuschung
Monitoring:
Vegetation und Fauna, Nutzungen und Nutzungsintensität in ihrer Verträglichkeit am konkreten Standort
mit örtlich sehr unterschiedlichen Bedingungen; Effizienzkontrolle von Managementmaßnahmen

Anhang
Tabelle A-8: Entwurf für die Bewertung des Erhaltungszustandes der Brenndolden-Auenwiesen
(LUA 2004 Abt. Ö2)
6440 Brenndolden-Auenwiesen (Cnidion dubii)
Vollständigkeit der
lebensraumtypischen
Habitatstrukturen
Vollständigkeit des
lebensraumtypischen
Arteninventar
A – hervorragend B – gut C – mittel bis schlecht
Biotoptypen:
05104 wechselfeuchtes Auengrünland (GFA) pp
051042 wechselfeuchtes Auengrünland, kraut- und/oder seggenreich (GFAK) pp
05131 Grünlandbrachen feuchter Standorte (GAF) pp
051316 von sonstigen Süßgräsern dominiert (GAFG) pp
051319 sonstige Grünlandbrachen feuchter Standorte (GAFX) pp
05134 Grünlandbrachen, wiedervernässt (GAN) pp
Charakteristische Vegetationstypen:
Deschampsion cespitosae pp
Sanguisorbo officinalis-Silaetum silai v
Ranunculo auricomi-Deschampsietum cespitosae v
Cnidio dubii-Deschampsietum caespitosae v
Standortangepasste Nutzung, mind.
regelmäßig überflutet oder mit
Drängewassereinfluß, Auenstrukturen
vorhanden (temporäre Wasserstellen,
Rinnen u. ä.)
Gelegentliche Überflutung; verarmt an
typischen Strukturen
Verbrachung, Streuschicht
aus den Vorjahren vorhanden;
keine typischen
Auenstrukturen; Übergang zu
Intensivgrünland
A – vorhanden B – weitgehend vorhanden C – in Teilen vorhanden
Charakteristische Pflanzenarten: *Achillea salicifolia, *Allium angulosum, *Cnidium dubium, Deschampsia
caespitosa, Galium boreale, *Gratiola officinalis, *Inula britannica, Iris sibirica, Lathyrus palustris, Ranunculus
auricomus agg., Sanguisorba officinalis, Serratula tinctoria, *Scutellaria hastifolia, Senecio aquaticus, Silaum
silaus, *Thalictrum lucidum, *Th. flavum, *Pseudolysimachium longifolium, *Viola stagnina sowie weiteren
typischen Arten der Feuchtwiesen
(* = Stromtalarten)
Lebensraumtypische Arten ≥ 6
(artenreiche Wiesen
Lebensraumtypische Arten 5-3,
mittlerer Artenreichtum
(mit Arten des Wirtschaftsgrünlandes)
Lebensraumtypische Arten
2-1, artenärmer (zahlreiche
Arten des Intensivgrünlandes
oder Brachezeiger)
Vorkommen bestimmter Tierarten (stark gefährdet, von besonderer arealgeographischer Bedeutung, mit
Indikatorfunktion für besondere Standortqualität) sind wertsteigernd.
Beeinträchtigungen A – gering B – mittel C – stark
- Eingriffe in die Überflutungsdynamik (z. B. durch Fließgewässerausbau, Stauhaltung, Maßnahmen zum Hochwasserschutz)
- Grundwasserabsenkung (z. B. durch Gräben, Drainagen, Reliefnivellierungen)
- Aufgabe oder Intensivierung der Grünlandnutzung (z. B. Vielschnittwiese, intensive Beweidung, Düngung,
Umbruch, Ansaaten)
- unangepasst Nutzungszeiten (z. B. Mahd zur Hauptblütezeit in VII/VIII)
- Bepflanzung und Aufforstung
- natürliche Sukzession mit aufkommender Verbuschung
Nicht erkennbar; Gehölze < 10% Nutzungszustand durch Brachfallen,
unangepasste Nutzung oder
Intensivierung beeinträchtigt; Standort
durch Eingriff in Hydrologie verändert;
Brache- oder Eutrophierungs-/
Ruderalisierungszeiger 5-10 %,
Gehölzanteil 10-40 % u.ä.
LRT durch Intensivierung,
unangepasste Nutzung oder
Verbrachung (Zeiger > 10 %
Deckung)nur noch fragmentarisch,
Standort durch
Eingriff in die Hydrologie
deutlich verändert;
Gehölzanteil 40-70 % u.ä.
Anmerkung: Übergangsformen zu LRT 6410 und 6510 sind bei signifikanten Vorkommen von Stromtalarten
eingeschlossen.

Tabelle A-9: Entwurf für die Bewertung des Erhaltungszustandes der Mageren Flachland-Mähwiesen
(LUA 2004 Abt. Ö2)
6510 Magere Flachland-Mähwiesen (Alopecurus pratensis, Sanguisorba officinalis)
Vollständigkeit der
lebensraumtypischen
Habitatstrukturen
Vollständigkeit des
lebensraumtypischen
Arteninventar
Anhang
A – hervorragend B – gut C – mittel bis schlecht
Biotoptypen:
05110 Frischwiesen und Frischweiden (GM) pp
05112 Frischwiesen (GMF) pp
051121 artenreiche Ausprägung (GMFR) v
05131 Grünlandbrachen feuchter Standorte (GAF) pp
051316 von sonstigen Süßgräsern dominiert (GAFX) pp
05132 Grünlandbrachen frischer Standorte (GAM) pp
051321 artenreich (typische Grünlandarten) (GAMR) pp
07171 genutzt Streuobstwiesen (BSG) pp
07173 aufgelassene Streuobstwiesen (BSA) pp
Charakteristische Vegetationstypen:
Arrhenatherion elatioris pp
Dauco-Arrhenatheretum elatioris v
Heracleo-Arrhenatheretum v
Centaureo scabiosae-Arrhenatheretum v
Chrysanthemo-Rumicetum thyrsiflori v
Alopecurion pratensis v
Alopecuretum pratensis v
Wiesennarbe gleichmäßig aus
Ober-, Mittel- und Untergräsern
aufgebaut, Gesamtdeckungsgrad der
Kräuter: basenreich: > 40 %
basenarm: > 30 %; natürliche
Standort- und Strukturvielfalt,
nahezu natürliches Relief
Obergräser zunehmend, Mittel-
und Untergräser weiterhin stark
vertreten, Gesamtdeckungsgrad
der Kräuter: basenreich: 30-40 %
basenarm: 15-30 %; leichte
Verbrachungserscheinungen,
mäßige Strukturvielfalt, Relief
verändert
Durch Dominanz weniger Arten monoton
bzw. faziell strukturiert;
Gesamtdeckungsgrad der Kräuter:
basenreich: < 30 % basenarm: < 15 %
auch jüngere Brachen oder Struktur
deutlich beeinträchtigt, Relief stark
verändert
A – vorhanden B – weitgehend vorhanden C – in Teilen vorhanden
Charakteristische Pflanzenarten: Achillea millefolium, Anthoxanthum odoratum*, Arrhenatherum elatius, Avenula
pubescens*, Alopecurus pratensis, Campanula patula, Centaurea jacea, Crepis biennis, Daucus carota, Festuca prat.,
Festuca rubra, Galium album, Geranium pratense, Heracleum sphondylium, Holcus lanatus, Knautia arvensis,
Lathyrus prat., Leucanthemum vulgare, Leontodon autumnalis, Leontodon hispidus*, Lotus corniculatus, Luzula
campestris*, Pastinaca sativa, Phleum pratense, Pimpinella major, Pimpinella saxifraga*, Plantago lanceolata, Poa
trivialis, Ranunculus bulbosus*, Ranunculus repens, Ranunculus acris, Rumex thyrsiflorus, Sanguisorba officinalis,
Saxifraga granulata*, Silaum silaus, Stellaria graminea*, Tragopogon pratensis, Trifolium pratense, Veronica
chamaedrys, Vicia cracca, Vicia sepium u.a.
*=Magerkeitszeiger
Lebensraumtypische Arten: ≥ 15,
artenreiche Wiesen mit deutlichem
Anteil an Magerkeitszeigern
Lebensraumtypische Arten: 8-14,
mittlerer Artenreichtum mit
vereinzelt auftretenden
Magerkeitszeigern
Lebensraumtypische Arten: < 7, mäßig
artenreiche Fragmentgesellschaft oder
partiell durch Dominanz einzelner Arten
gekennzeichnet, ohne Magerkeitszeiger
Vorkommen bestimmter Tierarten (stark gefährdet, von besonderer arealgeographischer Bedeutung, mit Indikatorfunktion
für besondere Standortqualität) sind wertsteigernd.
Beeinträchtigungen A – gering B – mittel C – stark
- Nutzungsaufgabe oder Änderung der traditionellen Nutzung (zweischürige Mahd) (z. B. durch Intensivierung mit
Umbruch, Düngung, Umstellung auf Weidewirtschaft, Pferchung von Weidevieh, Einsaat )
- Absenkung des Grundwasserpegels auf Niedermoorböden
- Verbuschung von Brachestadien
- Gehölzanpflanzungen und Aufforstungen
- fehlende Mahdgutbeseitigung
Gering bis keine Auftreten von gesellschaftsuntypischen
Artengruppen, z. B.
Eutrophierungs-, Ruderal-,
Brachezeiger und/oder
Beweidungszeiger mit geringem
Flächenanteil (5-10 %) u.ä.
Eutrophierungs-, Ruderal-, Brache-
und/oder Beweidungszeiger in
großen Flächenanteilen (10-30 %),
Nachsaat, Nutzungsintensivierung
u.ä.

lebensraumtypische Arten des LRT 6510
Tabelle A-10: Einordnung des lebensraumtypischen Arteninventars des LRT Magere Flachland-Mähwiesen (LUA Ö2 2004) in das Indikatorensystem zur
Erfolgskontrolle der extensiv genutzten Grünlandflächen unter Vertragsnaturschutz bzw. Agrarumweltmaßnahmen in Brandenburg (LUA & LAGS 2001)
Indikatorenarten der Erfolgskontrolle für Vertragsnaturschutz und Agrarumweltmaßnahmen in Brandenburg (LUA & LAGS 2001)
keine Indikatoren nährstoffarme
Frischstandorte
Achillea millefolium,
Crepis biennis,
Festuca prat.,
Festuca rubra,
Geranium pratense,
Heracleum sphondylium,
Lathyrus prat.,
Leontodon hispidus*,
Leucanthemum vulgare,
Lotus corniculatus,
Pastinaca sativa,
Pimpinella major,
Plantago lanceolata,
Ranunculus acris,
Ranunculus bulbosus*
Rumex thyrsiflorus,
Sanguisorba officinalis,
Silaum silaus,
Stellaria graminea*,
Veronica chamaedrys,
Vicia cracca,
Vicia sepium
Campanula patula,
Centaurea jacea,
Daucus carota,
Galium album,
Knautia arvensis,
Leontodon autumnalis,
Luzula campestris*,
Saxifraga granulata*
nährstoffreiche
Frischstandorte
Arrhenatherum
elatius,
Phleum pratense,
Tragopogon
pratensis,
Trifolium
pratense
Aushagerungszeiger
Anthoxanthum
odoratum*
Avenula
pubescens*
basen, kalkreiche,
nährstoffarme
Standorte
Pimpinella
saxifraga*
*= als Magerkeitszeiger, also besonders indikative Arten im Rahmen des FFH-Monitorings für Magere Flachland-Mähwiesen ausgewiesen
sehr nährstoffreiche
Feuchtstandorte/
Stickstoffzeiger
Wechselnässe,
Wechselfrischezeiger
Poa trivialis Alopecurus
pratensis,
Ranunculus
repens
sonstige
auffällige
Arten
Holcus
lanatus