Claude Patrick Siegenthaler - Universität St.Gallen

Ökobilanz – 30 Jahre Forschung an der Schnittstelle zwischen
Natur- und Wirtschaftswissenschaften
- Eine methodische und empirische Bestandesaufnahme
DISSERTATION
der Universität St. Gallen,
Hochschule für Wirtschafts-,
Rechts- und Sozialwissenschaften (HSG)
zur Erlangung der Würde eines
Doktors der Wirtschaftswissenschaften
vorgelegt von
Claude Patrick Siegenthaler
von
Langnau im Emmental (Bern)
Genehmigt auf Antrag der Herren
Prof. Dr. Theodor Leuenberger
und
Prof. Dr. Jürg Minsch
Dissertation Nr. 2994
D-Druck Spescha St. Gallen

Die Universität St. Gallen, Hochschule für Wirtschafts-, Rechts- und
Sozialwissenschaften (HSG) gestattet hiermit die Drucklegung der
vorliegenden Dissertation, ohne damit zu den darin ausgesprochenen
Anschauungen Stellung zu nehmen.
St. Gallen, den 11. November 2004
Der Rektor:
Prof. Dr. Peter Gomez

Meinen Guten Geistern

Vorwort
Glück – ein ganz besonderes – wird denjenigen zuteil, die sich ihren grundsätzlichen
Fragen stellen und zu Antworten finden dürfen. Diesem Privileg bin ich mir bewusst und
den vielen guten Geistern, die mir auf meinem Weg zur Seite standen, zu grösstem Dank
verpflichtet.
Meine Frage war und ist eine grundsätzliche: die Übersetzung der gesellschaftlichen
Wahrnehmung der Natur und ihrer Dynamik in die Sprachen der Sozial- und
Wirtschaftswissenschaften. Die erhofften und in den schliesslich 12 Jahren meines
Doktorandenstudiums gefundenen Antworten, resp. Einsichten sind für mich ebenso
grundsätzlicher Natur. Mein Verständnis zentraler Begriffe und Konzepte hat sich im
Verlauf dieses Prozesses fundamental verändert. Rückblickend wird mir klar: Der Weg
war das Ziel.
Ohne die zahlreichen Menschen, die mir auf diesem Weg begegnet sind und Beistand
leisteten, wäre ich mit Sicherheit nicht weit gekommen. Einige seien hier namentlich
erwähnt, den anderen bin ich genauso dankbar; einige haben aktiv, andere ohne ihr
Wissen einen Beitrag geleistet:
Da wären zunächst einmal die Wegweiser -ausserordentliche Denker wie Hans Christoph
Binswanger, unauffällige, aber stetige Innovatoren wie Ruedi Müller-Wenk und Analysten
wie Jürg Minsch mit seiner spitzen und gleichsam lyrischen Feder -die mir jeder auf seine
ganz eigene Art vor Augen führten, dass man aus dem vermeintlichen Elfenbeinturm
heraus wirksame Beiträge für eine nachhaltigere Welt leisten kann.
Ebenso bedeutend sind die Wegbereiter, die mir einen, durchaus Haken schlagenden,
jedoch vollkommen freien Lauf ermöglicht haben. Allen voran der unermüdliche Vernetzer
Theodor Leuenberger; weiter Christian Lienhard, Peter Walser und Alfred Escher, die mir
im entscheidenden Moment durch Ihren Einsatz für die sinum AG den Rücken
freigehalten haben. Werner und Claudia Rechsteiner, Herbert Furgler, Reto Caviezel und
Dorle Vallender, die mir lange vor Antritt dieser Reise mit Ihrem Beistand aus schwierigem
Gelände geholfen haben.
Auch Wegelagerer sind zu erwähnen, durch ihre wohlgesonnene Kritik und ihr
Hinterfragen herausfordernde Freunde wie Claus Noppeney. Inhaltlich wie persönlich
verbundene Weggefährten wie Nobuyuki Miyazaki und Susanne Kytzia. Kundige und
überaus engagierte Führer im Dickicht empirischer Sozialforschung wie Thomas Frehner
– auch er mindestens ein enger Freund.
Und schliesslich die zentralen institutionellen Brückenbauer: oikos -Vision, Heimat und
über die oikos Stiftung auch Quelle finanziellen Proviants. Die Universität St. Gallen -
Schule, Arbeitgeber und gegen Ende wohlwollender Zöllner, der mir meinen etwas gar
langsamen Gang verständnisvoll nachsehen konnte.

In einer Kategorie jenseits würdiger Bezeichnung meine Familie -Esther und Claudine.
Und trotz aller Differenzen auch Alex, der mir die Früchte seiner Arbeit zufallen liess,
die mein Studium finanziert haben.
Euch allen mein bester Dank !
Claude Patrick Siegenthaler
Zürich, im Februar 2005

Inhaltsverzeichnis
1 Ökobilanzierung - Der Grüne Stein der Weisen......................................1
2 Zielsetzung und forschungsleitende Fragen.............................................5
2.1 Vorgehen und Aufbau der Arbeit................................................................................5
2.1.1 Historische Analyse...........................................................................................5
2.1.2 Empirische Analyse ..........................................................................................6
2.2 Das kulturelle Konstrukt Umweltproblem....................................................................7
2.2.1 Umwelt...............................................................................................................7
2.2.2 Ökologie............................................................................................................8
2.2.3 Was ist ein Umweltproblem...........................................................................13
2.3 Wie werden ökologische Daten gesellschaftlich codiert.........................................15
2.3.1 Ökologische Kommunikation...........................................................................15
2.3.2 Die binäre Codierung gesellschaftlicher Funktionssysteme............................15
2.3.3 Codierung ökologischer Daten........................................................................16
2.4 Ökologische Rationalität...........................................................................................17
2.4.1 Systemtheoretische Betrachtungsebene.........................................................17
2.4.2 Umweltökonomische Betrachtungsebene.......................................................19
2.4.2.1 Neoklassische Umweltökonomie....................................................................20
2.4.2.2 Ökologische Ökonomie...................................................................................22
2.4.3 Betriebswirtschaftliche Betrachtungsebene.....................................................24
2.5 Ökologische Rationalität als Mass der Bestandesaufnahme...................................28
3 Phase der Vorläufer und Pioniere...........................................................29
3.1 Ansätze zur Bilanzierung von Stoff- und Energieflüssen..........................................30
3.1.1 Stoffflussanalyse.............................................................................................30
3.1.2 Input-Output-Bilanz..........................................................................................31
3.1.3 Ökonomische Input-Output-Bilanz...................................................................32
3.1.4 Der Einbezug des ökologischen Produktlebenszyklus....................................33
3.1.5 Hybride Input-Output-Bilanz für Lebenszyklusanalysen..................................34
3.1.6 REPA – die erste lebenszyklusbasierte Produktökobilanz..............................34
3.1.7 Integration von Produkt- und Unternehmungsperspektive..............................35
3.2 Ansätze zur Beurteilung von Stoffbilanzen ..............................................................36
3.2.1 Verbal Argumentative Beurteilung (McKinsey)................................................37
3.2.2 Nutzwertanalyse (Midwest Research Institute)................................................38
3.2.3 Soziale (Vermeidungs-) Kosten (Abt Associates)............................................39
3.2.4 Lebenswegkosten (Batelle Institute) ...............................................................39
3.2.5 Entropieansätze...............................................................................................40

3.2.6 Die stoffflussbasierte Ökologische Knappheit (Müller-Wenk)..........................42
3.2.7 Relation politischer Qualitätsziele (Jansen / Basler&Hoffmann).....................47
3.2.8 Kritische Volumina (EMPA).............................................................................48
3.3 Fazit: Ökobilanzen entspringen dem Zeitgeist der 70er...........................................50
4 Phase der Differenzierung und Operationalisierung...............................55
4.1 Popularität und Kritik als Treiber der Entwicklung....................................................56
4.2 Vier Elemente als Ausgangspunkt der Ökobilanzforschung.....................................59
4.2.1 Zieldefinition & Untersuchungsrahmen (Goal & Scope Definition)..................59
4.2.2 Sachbilanzierung (Inventory Analysis).............................................................61
4.2.3 Wirkungsanalyse und Gewichtung (Impact Assessment) ..............................62
4.2.3.1 Wirkungsanalyse............................................................................................63
4.2.3.2 Gewichtung.....................................................................................................63
4.2.4 Interpretation...................................................................................................64
4.3 Kritische Operationen der Ökobilanzierung..............................................................65
4.3.1 Definition der Funktionellen Einheit.................................................................66
4.3.2 Systemabgrenzung und Allokation..................................................................67
4.3.2.1 Identifikation und Auswahl der relevanten Prozesse.......................................67
4.3.2.2 Umgang mit multifunktionalen Prozessen, resp. Kuppelprodukten.................69
4.3.2.3 Geltungsbereich von Untersuchung, Daten und Modellen..............................71
4.3.2.4 Fazit: Systemabgrenzung und Allokation - zentrale Vorsteuergrössen...........73
4.3.3 Beschreibung der Prozesse mittels Stofffluss-Indikatoren .............................73
4.3.3.1 Auswahl und Umfang der Indikatoren.............................................................74
4.3.3.2 Informationsgehalt und Aggregationsstufe der Indikatoren............................75
4.3.3.3 Kontext-Gebundenheit stofflicher Eigenschaften............................................76
4.3.3.4 Linearisierung und Virtualisierung der Prozessabbildung...............................78
4.3.3.5 Fazit: Sachbilanzierung erfordert zahlreiche Konventionen............................82
4.3.4 Selektion und Modellierung von Wirkungsketten.............................................83
4.3.4.1 Selektion von Wirkungskategorien.................................................................86
4.3.4.2 Modellierung von Wirkungsketten...................................................................89
4.3.4.3 Wirkungsmodellierung ausgehend von den Emissionen................................91
4.3.4.4 Wirkungsmodellierung ausgehend von den Schutzobjekten..........................96
4.3.4.5 Fazit: Selektion und Modellierung bewirken weitere Spezialisierung............100
4.3.5 Gewichtung zu einem Gesamtindikator Umweltbelastung............................102
4.3.5.1 Umwelt-Naturwissenschaften als Referenz..................................................106
4.3.5.2 Politik und Gesetzgebung als Referenz........................................................109
4.3.5.3 Empirische Sozialforschung (Panel) als Referenz........................................114
4.3.5.4 Monetarisierung als umweltökonomische als Referenz................................119
4.3.5.5 Fazit: Es ist kein Konsens zur Gewichtung absehbar...................................125

4.4 Ökobilanzierung wird zur Wissenschaft..................................................................128
4.4.1 Differenzierung der Methodik........................................................................128
4.4.2 Ökobilanzierung als eine Theorie der Umweltbelastung...............................129
4.4.3 Die angewandte Ökobilanzforschung schafft Konventionen ........................132
4.4.4 Zentralisierung der Ökologischen Wahrheit über Datenbanken..................133
5 Phase der Institutionalisierung..............................................................139
5.1 Entwicklung einer internationalen Forschungsgemeinschaft..................................140
5.1.1 Netzwerke und ihre Leistungen.....................................................................140
5.1.1.1 SETAC Society of Environmental Toxicology and Chemistry (SETAC)........140
5.1.1.2 ISIE - International Society for Industrial Ecology.........................................141
5.1.2 Unabhängige Plattformen zur fachspezifischen Kommunikation..................142
5.1.2.1 International Journal for Life Cycle Assessment...........................................142
5.1.2.2 ICEB - International Conference on EcoBalance..........................................143
5.1.2.3 INLCA/LCM Intern. Conference on LCA & Life Cycle Management.............144
5.1.3 Fazit: Die Ökobilanzforschung konstituiert sich.............................................145
5.2 Standardisierung der Anwendung..........................................................................145
5.2.1 SPOLD Society for the Promotion of Life Cycle Assessment........................145
5.2.2 ISO International Organization for Standardization.......................................146
5.2.3 UNEP/SETAC Life Cycle Initiative.................................................................151
5.2.4 GALAC - Global Alliance of LCA Research Centres.....................................156
5.2.5 GEDnet – Global Environmental Product Declarations Network...................159
5.2.6 Fazit: Der Grüne Stein der Weisen nimmt Form an......................................166
5.3 Diffusion von Daten und Modellen über Software..................................................169
5.3.1 Nutzenpotentiale einer softwaregestützten Ökobilanzierung.........................170
5.3.2 Entstehung eines Marktes für Ökobilanz-Programme...................................172
5.3.3 Funktionalität, Datenformate und Standard-Methoden..................................177
5.3.4 Fazit: Software ist ein zentraler Treiber der Institutionalisierung...................185
5.4 Das Projekt Ökobilanz hat eine kritische Masse erreicht........................................186
6 Empirische Bestandesaufnahme..........................................................189
6.1 Begriffsbestimmung zur Betriebsökobilanzierung..................................................189
6.2 Bestehende Studien mit Bezug zur Ökobilanzierung.............................................191
6.2.1 Kommunikation über LCA/DfE der Global 100 Unternehmen ......................191
6.2.2 Studie zu LCA in amerikanischen Fortune 500 Unternehmen......................192
6.2.3 Branchenstudie Elektronikindustrie in nordischen Ländern...........................192
6.2.4 Empirische Forschung zu LCA in Japan........................................................194
6.2.5 Verbreitung von LCA in D, H, UK und CH.....................................................197
6.2.6 LCA und Stoffströme in ISO 14001 Zertifizierten in CH................................198

6.2.7 Einsatz von LCA und Betriebsökobilanzen in D............................................199
6.2.8 Beurteilung von LCA durch ISO 14001 Zertifizierte in D...............................200
6.2.9 Detaillierte Analyse und Beurteilung von LCA in D, I, S und CH...................201
6.2.10 Fazit: Die empirische Forschung lässt zentrale Fragen offen......................205
6.3 Stand der Ökobilanzierung in der Schweiz 2004....................................................207
6.3.1 Vorgehen, Umfang und Stichprobe...............................................................207
6.3.2 Resultate der allgemeinen Befragung...........................................................209
6.3.2.1 Charakterisierung der Stichprobe.................................................................209
6.3.2.2 Verbreitung von Stoff- und Energiebilanzen.................................................210
6.3.2.3 Bekanntheit und Einfluss der ISO Normen...................................................211
6.3.2.4 Arten von Stoff- und Energiebilanzen und ihre Beurteilung..........................212
6.3.3 Auswertung unternehmungsspezifischer Aspekte.........................................215
6.3.3.1 Datenerfassung, Systemgrenzen, Auflösungsvermögen..............................215
6.3.3.2 Zweck, Nutzung und Institutionalisierung......................................................221
6.3.3.3 Beurteilung der unternehmungsbezogenen Bilanzierung.............................226
6.3.4 Auswertung produktspezifischer Aspekte......................................................227
6.3.4.1 Umfang, Erstellung und Auflösungsvermögen..............................................228
6.3.4.2 Zweck, Nutzung und Institutionalisierung......................................................230
6.3.4.3 Beurteilung der Produktökobilanzierung.......................................................232
6.3.5 Auswertung der gemeinsamen Aspekte........................................................233
6.3.5.1 Einsatz und Beurteilung von Wirkungsanalyse und Gewichtung..................233
6.3.5.2 Beurteilung von Aufwand, Nutzen und Wirkung...........................................239
6.4 Schlussfolgerungen................................................................................................243
7 Zusammenfassung...............................................................................247
Literaturverzeichnis..................................................................................251
Anhang: Fragebogen & Auswertung........................................................267

Abbildungsverzeichnis
Kapitel 2
Abbildung 2.1: Aufbau der Arbeit.....................................................................................7
Abbildung 2.2: Technosphäre und Zivilisationsökologie..................................................9
Abbildung 2.3: Historische Dynamik ökologischer Parameter.......................................11
Abbildung 2.4: Das Konzept des Optimalen Umweltschutzes.......................................20
Abbildung 2.5: Ökologischer und Ökonomischer Kreislauf ...........................................22
Abbildung 2.6: Voraussetzungen der Lebensfähigkeit von Unternehmen.....................24
Abbildung 2.7: Die Ökologische Betroffenheit der Unternehmung................................26
Kapitel 3
Abbildung 3.1: Vorläufer einer Produktökobilanz – Werbung von FIAT 1974...............29
Abbildung 3.2: Kombinierte Darstellung von Stofffluss und Input-Output-Tabelle.........32
Abbildung 3.3: Ökologischer Produktlebenszyklus........................................................34
Abbildung 3.4: Betriebliche Bilanzierung unter Einbezug der Wertschöpfungskette.....36
Abbildung 3.5: Product Environmental Impact Statement von McKinsey 1973.............38
Abbildung 3.6: Das Konzept der Ökologischen Knappheit............................................44
Abbildung 3.7: Datenflussschema der Ökologischen Buchhaltung...............................47
Abbildung 3.8: 1975 bereits verfügbare Elemente der Ökobilanzierung.......................51
Abbildung 3.9: Gesellschaftliche Mobilisierung für Umweltfragen.................................53
Kapitel 4
Abbildung 4.1: Schwerpunkte publizierter Ökobilanz-Studien in Europa um 1991........55
Abbildung 4.2: WWF begründet politische Forderung mit Ökobilanz............................57
Abbildung 4.3: Elemente der Ökobilanzierung gemäss SETAC 1993..........................59
Abbildung 4.4: Aspekte der Systemabgrenzung............................................................68
Abbildung 4.5: Vergleich von zwei bekannten Ökobilanz-Studien.................................80
Abbildung 4.6: Kumulierte NOX-Emissionen eines Boilers...........................................81
Abbildung 4.7: Wirkungskette Versauerung..................................................................90
Abbildung 4.8: Komplexität ökologischer Prozesse.......................................................93
Abbildung 4.9: Operationalisierung von Schutzobjekten...............................................97
Abbildung 4.10: Vorschlag von Itsubo zur Operationalisierung von Schutzzielen.........98
Abbildung 4.11: Integrierte Wirkungsanalyse und Gewichtung...................................100

Abbildung 4.12: Seit 1990 entwickelte Gewichtungsmethoden...................................104
Abbildung 4.13: NSAEL Methode................................................................................108
Abbildung 4.14: Ökobilanz Japans 1999 nach JEPIX.................................................112
Abbildung 4.15: PANEL-Methode................................................................................115
Abbildung 4.16: Beurteilung von Umweltveränderungen durch Befragung.................116
Abbildung 4.17: Gewichtung von Schutzobjekten für den Eco-indicator 99................118
Abbildung 4.18: Conjoint Tabelle zur Ermittlung der Zahlungsbereitschaft.................123
Abbildung 4.19: Typologie von Gewichtungsmethoden...............................................127
Abbildung 4.20: Differenzierung der Methodik im Verlaufe der 90er Jahre.................129
Abbildung 4.21: Arbeitsteilung innerhalb der Ökobilanzforschung..............................133
Abbildung 4.22: Standardfaktoren von LIME 2003......................................................135
Abbildung 4.23: Mangelnde Übereinstimmung von Indikatoren..................................136
Abbildung 4.24: Resultate von Ecoinvent 2003 im Vergleich mit ESU 1996...............138
Kapitel 5
Abbildung 5.1: Internationale Konferenzen der Ökobilanzforschung...........................144
Abbildung 5.2: ISO TC 270 Environmental Management im Überblick. .....................147
Abbildung 5.3: Nationale Mitglieder-, resp. Beobachtergremien des TC 207 / SC 5...149
Abbildung 5.4: Organisation der UNEP/SETAC Life Cycle Initiative ..........................153
Abbildung 5.5: Arbeitsschwerpunkte der UNEP/SETAC Life Cycle Initiative..............154
Abbildung 5.6: Arbeitsschwerpunkte zukünftiger Ökobilanzforschung........................155
Abbildung 5.7: Netzwerke und Zentren zur Förderung der Ökobilanzierung...............158
Abbildung 5.8: Organisation des Swiss Centre for Life Cycle Inventories...................159
Abbildung 5.9: Beispiel einer Type III Environmental Product Declaration von Fuji....163
Abbildung 5.10: Verteilung weltweit verfügbarer Type III PSRs und EPDs.................164
Abbildung 5.11: Produktökobilanzierung bei NEC ......................................................168
Abbildung 5.12: Tabellenkalkulation als Werkzeug zur Ökobilanzierung....................170
Abbildung 5.13: Nutzenpotentiale von Standardsoftware zur Ökobilanzierung...........172
Abbildung 5.14: Entstehung des Marktes für Ökobilanz-Software..............................174
Abbildung 5.15: Herkunft von Ökobilanz-Software......................................................175
Abbildung 5.16: Entwicklung der Anzahl Lizenzen kostenpflichtiger Programme.......177
Abbildung 5.17: Einfache grafische Modellierung mit Ecoscan...................................178
Abbildung 5.18: Mathematische Modellierung und Visualisierung von Stoffflüssen....179

Abbildung 5.19: Umfang mitgelieferter Standard-Inventar-Datenbanken....................180
Abbildung 5.20: Inkompatibilität von Ökoinventar-Datenformaten...............................182
Abbildung 5.21: Zunehmende Standardisierung der Datenformate............................183
Abbildung 5.22: Methoden zur Wirkungsanalyse & Gewichtung in Software..............184
Kapitel 6
Abbildung 6.1: LCA/DfE in Umweltberichten von Fortune Global 100 Unternehmen..192
Abbildung 6.2: LCA-Aktivitäten in der Elektronikindustrie nordischer Staaten............193
Abbildung 6.3: LCA-Kenntnisse in der Elektronikindustrie nordischer Staaten...........193
Abbildung 6.4: LCA-Aktivitäten börsenkotierter Unternehmen in Japan und Korea....195
Abbildung 6.5: Einstellungen japanischer UMS- und LCA-Verantwortlicher ...............196
Abbildung 6.6: Einsatz von Produktökobilanzen in UK, D, H, CH...............................198
Abbildung 6.7: Durch UMS ausgelöste oder geplante Ökobilanz-Aktivitäten..............198
Abbildung 6.8: Einschätzung zur zukünftigen Nutzung von Ökobilanzen....................200
Abbildung 6.9: Beurteilung von Produktökobilanzen im Rahmen des UMS................201
Abbildung 6.10: Stichprobe und Verbreitung von LCA in CH, D, I, S..........................202
Abbildung 6.11: Anwendungsbereiche von Produktökobilanzen.................................203
Abbildung 6.12: Führen Produktökobilanzen zu überraschenden Erkenntnissen.....204
Abbildung 6.13: Ökologische Ansprüche der stakeholder...........................................209
Abbildung 6.14: Einsatz von Stoff- und Energiebilanzen.............................................210
Abbildung 6.15: Einfluss von ISO Normen auf die Arbeit der Befragten.....................211
Abbildung 6.16: Einsatz und Beurteilung verschiedener Bilanzierungsarten...............213
Abbildung 6.17: Gruppen von Bilanzmethoden nach Zeitpunkt der Zertifizierung.......215
Abbildung 6.18: Eingesetzte Hilfsmittel zur Erstellung der Bilanzen ...........................216
Abbildung 6.19: Berücksichtigte Elemente in erweiterten Systemgrenzen..................217
Abbildung 6.20 : Beurteilung des Nutzens erweiterter Systemgrenzen.......................217
Abbildung 6.21: Erfasste und ausgewertete Output-Indikatoren ................................219
Abbildung 6.22: Anzahl ausgewertete Output-Indikatoren nach Bilanzmethoden.......220
Abbildung 6.23: Zweck der unternehmungsbezogenen Bilanzen................................221
Abbildung 6.24: Nutzung der Bilanzen in den Funktionsbereichen.............................222
Abbildung 6.25: Institutionalisierungsgrad unternehmungsbezogener Bilanzierung...223
Abbildung 6.26: Zusammenhang zwischen Institutionalisierung und Wirkung............225
Abbildung 6.27: Beurteilung kritischer Aspekte der Bilanzierung................................227

Abbildung 6.28: Produktökobilanzen nach Branchen..................................................228
Abbildung 6.29: Umfang der Produktökobilanzierung.................................................228
Abbildung 6.30: Interne und externe Erstellung von Produktökobilanzen...................229
Abbildung 6.31: Zweck von Produktökobilanzen.........................................................230
Abbildung 6.32: Nutzung von Produktökobilanzen in den Funktionsbereichen...........231
Abbildung 6.33: Institutionalisierungsgrad der Produktökobilanzierung......................232
Abbildung 6.34: Beurteilung kritischer Aspekte der Produktökobilanzierung..............233
Abbildung 6.35: Einsatz der verbal-argumentativen Beurteilung.................................234
Abbildung 6.36: Einsatz von Wirkungskategorien.......................................................235
Abbildung 6.37: Einsatz von Standard-Gewichtungsmethoden...................................236
Abbildung 6.38: Beurteilung der Gewichtung..............................................................238
Abbildung 6.39: Instanzen zur Festlegung von Gewichtungsfaktoren.........................239
Abbildung 6.40: Erfassung des Aufwands zur Bilanzierung........................................240
Abbildung 6.41: Jährliche Ausgaben für unternehmungsbezogene Bilanzen.............240
Abbildung 6.42: Jährlicher Gesamtaufwand für unternehmungsbezogene Bilanzen..241
Abbildung 6.43: Kosten-Nutzen-Beurteilung ...............................................................241
Abbildung 6.44: Wirkung im Unternehmen..................................................................242
Abbildung 6.45: Erwartete Entwicklung der Aktivitäten................................................242
Kapitel 7
Abbildung 7.1: Meilensteine und Phasen des Projekts Ökobilanz...............................247

Kapitel 1: Ökobilanzierung - Der Grüne Stein der Weisen 1
1 Ökobilanzierung - Der Grüne Stein der Weisen
„Die Natur versteht gar keinen Spass, sie ist immer wahr, immer ernst, immer strenge;
sie hat immer recht, und die Fehler und Irrtümer sind immer die des Menschen“
Goethe zu Eckermann
Seit nunmehr 35 Jahren entfaltet sich an der Schnittstelle zwischen Wirtschafts- und
Naturwissenschaften mit dem Konzept der Ökobilanzierung ein transdisziplinäres
Projekt das auf nichts geringeres abzielt, als auf die Entdeckung des Grünen Steins der
Weisen: 1 Es geht um die Lösung der Frage, wie man allgemein gebräuchlichen
Begriffen wie umweltgerecht, ökologisch oder umweltbelastend konkreten und vor allem
angemessenen Inhalt einhauchen könnte.
Dabei ist diese Fragestellung keineswegs von rein intellektuellem Interesse: jenseits
digitaler -will heissen: eindeutiger, weil gesetzlich abschliessend definierter Vorgaben -
haben sich die obgenannten Adjektive in vielen Bereichen etabliert, ohne ausreichend
operationalisiert zu werden. Während sich einstige Öko-Nischen zu Massenmärkten
umweltgerechter Produkte wandeln 2 ,die öffentliche Hand Ökologie als Submissionskriterium
einführt 3 , weltweit mehr als 74'000 nach ISO 14001 zertifizierte
Organisationen 4 sich zur kontinuierlichen Verbesserung der Umweltleistung verpflichtet
haben und Anlageberater Milliarden von Spargeldern 5 inInvestmentvehikel mit einer
ökologischen Rendite lenken, müsste der Grüne Stein der Weisen gefragter sein denn
je.
Noch vor wenigen Jahren war die Situation -zumindest aus Sicht von EntscheidungsträgerInnen
in Markt und Politik - noch einigermassen einfach: Jute statt Plastik,
Mehrweg statt Einweg und erneuerbar statt fossil oder nuklear waren eingängige und
1
Mit dem Stein der Weisen hofften die mittelalterlichen Alchemisten, aus unedlem Metall Gold
herzustellen. Aus Wahrig, G.: Deutsches Wörterbuch, Bertelsmann Lexikon Verlag, 1994, S. 1496. Wir
verwenden diese Metapher hier um das Streben nach Berechenbarkeit und damit mithin auch
Beherrschbarkeit ökologischer Nachhaltigkeit zu pointieren.
2
Siehe dazu beispielsweise die Umsatzzahlen der schweizerischen Detaillisten zu Produkten mit Umweltkennzeichen:
MIGROS (ENGAGEMENT): 2002 1.8 Mia CHF und COOP (BIO &NATURAPLAN): 1
Mia. CHF. Aus: MIGROS: Umwelt- und Sozialbericht 2002 sowie COOP: 10 Jahre Coop Naturaplan,
2003.
3
Erwähnenswert hierzu beispielsweise das Green Purchasing Law in Japan, das öffentliche Beschaffungsstellen
verpflichtet, rund 150 Produktkategorien nach ökologischen Kriterien zu beschaffen.
Gemäss dem Newsletter Sustainability for Japan (www.japanfs.org) vom 22. März 2004 wird in diesen
Kategorien nach offiziellen Angaben 95% aller staatlichen Beschaffungen unter Einbezug ökologischer
Kriterien abgewickelt.
4
Gemäss www.ecology.or.jp/isoworld/english/analy14k.htm, Stand Oktober 2004.
5
Das Angebot an „grünen“ Anlagevehikeln ist in den letzten Jahren enorm gestiegen. Allein im deutschsprachigen
Raum betrug 2004 das Anlagevolumen von 112 Publikumsfonds zum Thema Nachhaltigkeit
über 5.3 Mia. Euro (gemäss www.nachhaltiges-investment.org, Pressemitteilung vom 4. Februar
2005).

2 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
kaum hinterfragte Leitsätze. Doch diese Simplizismen werden zum einen den
komplexen ökologischen Verhältnissen häufig nicht gerecht. Anderseits stammen sie
aus einer Zeit, in der es wohl mehr um die Anerkennung der Umwelt als
schützenswerter, ja lebensnotwendiger Dimension menschlichen und wirtschaftlichen
Handelns ging. Damals, im Grabenkrieg schwarz gegen grün waren diese Slogans
kaum zu hinterfragen.
Heute stellt sich die Realität in den hochindustrialisierten Gesellschaften jedoch
gänzlich anders dar: Umweltschutz, oder moderner ökologische Nachhaltigkeit, hat
Eingang gefunden in das Bewusstsein der Mehrheit der Menschen 6 ,ist als Staatsziel in
den Verfassungen und Gesetzen verankert und kann als institutionell integriert
angesehen werden. Kaum jemand, abgesehen von Randgruppen, kann heute ernsthaft
öffentlich gegen die Umwelt auftreten.
Vielmehr bemächtigen sich Akteure aller Couleur einem ökologieorientierten Jargon.
Ökologie wird damit zum Spielball der Interessen; die simple Digital-Ökologie des
Grabenkriegs wird durch eine Ökologische Beliebigkeit ersetzt, in der die Vielschichtigkeit
ökologischer Entscheidungen zutage tritt.
Diese Entwicklung ist Chance und Gefahr zugleich: sie ist gefährlich deshalb, weil auf
Beliebigkeit rasch Enttäuschung und Gleichgültigkeit folgen können. Anderseits weckt
die Ökologische Beliebigkeit auch das Bedürfnis nach einer rationalen –das heisst
vernünftigen 7 ,also logischen und sachlich korrekten –ökologischen Bewertung sowie
nach konsensfähigen Regeln, wie eine solche Operationalisierung der Umweltwerte
konkret zu gestalten ist.
Genau diese Herausforderung steht als Leitstern über dem Forschungsprogramm der
Ökobilanzierung.
Als Instrumente zur systematischen Erfassung, Analyse und Bewertung von Stoff- und
Energieflüssen sollen Ökobilanzen die Operationalisierung einer ökologischen
Rationalität herbeiführen. Sie sind Informationsinstrument und Bewertungsrahmen
zugleich. Sie zielen darauf ab, ökologieorientierte Entscheidungen zu systematisieren,
intersubjektiv nachvollziehbar und transparent zu machen, ohne jedoch eine universelle
Ökologische Wahrheit zu proklamieren.
Tatsächlich scheitert die Suche nach dem Grünen Stein der Weisen jedoch an der
naturwissenschaftlichen Realität: die Natur ist nicht abschliessend erfassbar, unsere
Vorstellungen von ökologischen Zusammenhängen sind zwangsläufig unvollständig,
6
Siehe BUWAL/BfS: Umweltbewusstsein –Umwelt in der Schweiz, Bern, 1998 oder The European
Opinion Research Group: The attitudes of Europeans towards the environment, Eurobarometer 58,
Europäische Kommission, Brüssel, 2002.
7
Rational =vernünftig; Rationalismus =Auffassung, dass die Welt von vernünftiger, dass heisst logischer,
logisch berechenbarer Beschaffung sei, gemäss Wahrig, 1994, S. 1272.

Kapitel 1: Ökobilanzierung - Der Grüne Stein der Weisen 3
unklar und stets nur ein mehrdeutiges Kondensat rationaler Forschung im Popper'schen
Sinne der Nichtverifizierbarkeit. Natur ist damit letztlich nur ein kulturelles Konstrukt –
geprägt durch noch nicht falsifizierte Theorien. Die Bewertung ökologischer
Informationen schliesslich offenbart sich noch deutlicher als kulturelles und nicht
abschliessend objektivierbares Produkt. Unterschiedliches Umweltwissen der Akteure,
ihre sehr heterogenen Präferenzstrukturen bezüglich Nutzen, Risiken, etc. machen die
Ökologische Wahrheit in letzter Konsequenz zu einer Utopie. Dennoch ist der Grüne
Stein der Weisen für die Entwicklung eines nachhaltigen Wirtschaftssystems
unabdingbar: denn Handeln erfordert Entscheiden erfordert Bewerten.
Ökobilanzen zielen darauf ab, diesen Übersetzungsprozess ans Licht zu bringen, zu
systematisieren, von ökologischen Trugschlüssen (falsifizierten naturwissenschaftlichen
Thesen) zu befreien und damit die Ökologische Beliebigkeit zu überwinden. Der Weg ist
das Ziel; der durch Ökobilanzen erzielte Lernprozess das Produkt.
Die Ökobilanzforschung hat in den vergangenen 35 Jahren einen methodischen
Rahmen entwickelt, der in bemerkenswerter Weise Eingang in die internationale
Normenlandschaft und via diesen Transmissionsriemen gleichsam in reale Entscheidungs-
und Lernprozesse der Akteure gefunden hat.
Nebst einem mittlerweile äusserst ausgefeilten Regelwerk zu jedem einzelnen Arbeitsschritt
einer Ökobilanzierung, besteht das Verdienst in der Einführung eines sechs –
aus ökologischer Sicht zentrale - Elemente integrierenden Konzepts:
1. Die Formulierung von klar definierten Erkenntnis- und Einsatzzielen, an denen sich
die Ausgestaltung der Ökobilanz zu orientieren hat sowie der Einbezug der
relevanten Anspruchsgruppen in diesen Ausgestaltungsprozess.
2. Die Einführung expliziter und der Zielsetzung, aber auch den ökologisch relevanten
Tatbeständen, angemessenen Systemgrenzen des zu beurteilenden Untersuchungsgegenstandes
unter Einbezug des gesamten ökologischen Produktlebenszyklus.
3. Die umfassende, quantitative Ermittlung, resp. Inventarisierung aller relevanten Stoffund
Energieflüsse: Rohstoffentnahmen aus der Natur (Inputs) und Abgaben an die
Natur (Outputs).
4. Die logisch strukturierte, auf naturwissenschaftlichen Modellen aufbauende, algorithmusbasierte
Wirkungsanalyse, welche eine Aggregation von Stoffdaten im Hinblick
auf bestimmte ökologische Phänomene erlaubt.
5. Die Gewichtung der Stoffdaten, resp. der Wirkungen und damit deren Summierung
in einen umfassenden Index der Umweltbelastung auf der Basis gesellschaftlicher
Werte.
6. Die Interpretation aller zusammengeführten Informationen und Erkenntnisse im Hinblick
auf die Erkenntnis- und Einsatzziele und unter Würdigung der Datenqualität
mittels numerischer Sensitivitäts- und Unsicherheitsanalysen.

4 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Diese sechs Elemente zusammengenommen sind geeignet -im Sinne eines iterativ zu
durchlaufenden Prozesses angewendet - ökologisch-ökonomische Entscheidungen
rational zu gestalten und isolierte Einzelargumente in den ihnen zustehenden
Bedeutungszusammenhang zu verweisen.
Vor diesem Hintergrund wäre zu erwarten, dass Ökobilanzen, resp. entsprechende
Forschung und Praxis sowie deren Exponenten eine prominente Rolle in der
Gesellschaft einnehmen. Dies ist aber zumindest jenseits der Normierung bis heute
(noch) nicht wirklich der Fall. Andererseits hat sich diese, in ihrem Anspruch oft als
utopisch erkannt und oftmals auch abgetane Bewegung seit nunmehr drei Jahrzehnten
in bemerkenswerter Weise entwickelt. Sie hat sich als Wissenschaft etabliert und ist
gerade dabei, den Grünen Stein der Weisen zumindest im Ansatz zu institutionalisieren:
sowohl organisatorisch als auch im Sinne von sozialen Regeln zur Koordination
ökologischer Entscheidungs- und Lernprozesse.
Es ist an der Zeit, einmal grundsätzlich zu untersuchen welchen Stand dieses Projekt
mittlerweile erreicht hat.
Wir möchten damit an die visionären Arbeiten eines Teams junger Forschender an der
Universität St. Gallen anknüpfen, die zu Beginn der 70er Jahre eine -in ihren Grundzügen
heute noch valide – Konzeption der Ökobilanzierung entwickelt und deren
Einsatz in Umweltpolitik und Betriebswirtschaft postuliert haben. 8
Unsere Arbeit soll nach mehr als 30 Jahren rückblickend aufzeigen, wo das Projekt
Ökobilanz heute steht und inwieweit die damalige Vision Eingang in die Praxis
gefunden hat.
8
Siehe Müller-Wenk, R.: Ein Vorschlag aus einzelwirtschaftlicher Sicht zur Realisierung einer umweltkonformen
Wirtschaft, in: Wolff (Hrsg.): Wirtschaftspolitik in der Umweltkrise, Stuttgart, 1974, S. 268-
286. Ullmann, A.: Unternehmungspolitik in der Umweltkrise, Europäische Hochschulschriften, 1975.
Müller-Wenk, R.: Die ökologische Buchhaltung. Ein Informations- und Steuerungsinstrument für umweltkonforme
Unternehmenspolitik, Frankfurt Main, 1978. Binswanger, H.C., Geissberger, W.,
Ginsburg, Th.: Der NAWU-Report: Wege aus der Wohlstandsfalle, Strategien gegen Arbeitslosigkeit
und Umweltkrise, Frankfurt am Main, 1978.

Kapitel 2: Zielsetzung und forschungsleitende Fragen 5
2 Zielsetzung und forschungsleitende Fragen
Im nachfolgenden Abschnitt stellen wir das Vorgehen und damit den Aufbau dieser
Untersuchung vor. Wir legen dar, anhand welcher Fragen die Standortbestimmung
vorgenommen werden soll. Dabei erscheint es uns wichtig, das eigene
Grundverständnis zu ökologischen Fragen offen zu legen, denn unsere Beurteilung
kann nicht aus einer neutralen Position heraus vorgenommen werden: persönlich seit
über 10 Jahren im Projekt Ökobilanz aktiv 9 , habe ich Erfahrungen aus diversen
fachlichen Auseinandersetzungen und Projekten der konkreten Anwendung von
Ökobilanzen verinnerlicht. Umso wichtiger erscheint mir, vorab das eigene Verständnis
grundlegender Begrifflichkeiten offen zu legen. Wir tun dies im Rahmen des zweiten
Teils dieses Kapitels. Anhand Luhmanns systemtheoretischer Konzeption ökologischer
Kommunikation werden wir den Begriff der ökologischen Rationalität aus Sicht der
Gesellschaft, der Volkswirtschaft und Unternehmung trennscharf bestimmen können.
Daran wollen wir schliesslich den bisherigen Erfolg des Projekts Ökobilanz nach Abschluss
der Bestandesaufnahme beurteilen.
2.1 Vorgehen und Aufbau der Arbeit
Unsere Standortbestimmung verfolgt im wesentlichen zwei Zielsetzungen: wir möchten
einerseits verstehen, wie sich die Methodik der Ökobilanzierung seit ihren Anfängen
entwickelt hat. Dabei steht der Lernprozess der Ökobilanzforschung selbst im Zentrum
des Interesses. Anderereits zielt unsere Untersuchung auf die Beantwortung der Frage,
ob Ökobilanzierung mittlerweile praktische Relevanz erlangt hat.
2.1.1 Historische Analyse
Die historische Rekonstruktion der Genese des heutigen Konzepts verpricht ein grundlegendes
Verständnis der Suche nach dem Grünen Stein der Weisen, resp. den theoretischen
Möglichkeiten und Grenzen rationaler Entscheidungen an der Schnittstelle
zwischen Natur- und Wirtschaftswissenschaften. Dazu teilen wir die bisherige Entwicklung
in drei Phasen, wobei jede für sich zur Beantwortung spezifischer Fragestellungen
dient:
Phase I: Vorläufer & Pioniere
Anhand dieser Phase rekonstruieren wir, welche Ideen die Entstehung der Ökobilanzierung
wesentlich beeinflusst haben und wer die Vorläufer-Konzepte danach zu
frühen Formen der Ökobilanzierung zusammengefügt hat. Dieses Fundament wird es
uns erlauben, die späteren Fortschritte der Methodik greifbar zu machen. Die Arbeiten
9
Der Autor hat seit 1991 als Gründer und Geschäftsführer eines auf Ökobilanzen spezialisierten
Software- und Beratungsunternehmens zahlreiche Projekte sowohl zur Methodenentwicklung als auch
zur praktischen Anwendung der Ökobilanzierung in der Schweiz, Deutschland, Österreich, Kolumbien
und Japan geleitet.

6 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
der Pioniere soll aus dem damaligen gesellschaftlichen Kontext heraus verstanden
werden.
Phase II: Differenzierung und Operationalisierung
Die Untersuchung der zweiten Phase wird deutlich machen, welche Fragen die
zentralen Treiber der zunehmenden Differenzierung der Methodik bis zum heutigen
Entwicklungsstand darstellen. Wir werden anhand der kritischen Operationen der
Erstellung von Ökobilanzen aufzeigen, inwieweit sich die Frage der Umweltbelastung
logisch entflechten und schrittweise beantworten lässt. Dabei wird erkennbar, welche
Leistungen Ökobilanzierung als Wissenschaft heute erbringt und wie sie als Meta-
Wissenschaft Erkenntnisse aus den Natur- und Sozialwissenschaften integriert.
Phase III: Institutionalisierung
Die Analyse der dritten Phase wechselt schliesslich die Perspektive und dient der
institutionellen Bestandesaufnahme. Es gilt die Transmission des Konzepts in die
Gesellschaft, resp. Wirtschaft zu erfassen. Dazu betrachten wir das Netzwerk der
internationalen Ökobilanz-Forschungsgemeinschaft, Akteure und Plattformen einer
Standardisierung der Methodik und beleuchten die Rolle des Marktes für Ökobilanz-
Software als wichtigem Kanal zur Verbreitung von Ergebnissen der angewandten
Ökobilanzforschung.
2.1.2 Empirische Analyse
Der Beitrag des Projekts Ökobilanz zur Überwindung der Ökologischen Beliebigkeit
muss daran gemessen werden, inwieweit es ihr gelingt, Wirkung in realen Entscheidungs-
und Lernprozessen zu entfalten. Wir wollen ein realistisches Bild davon
gewinnen, ob und in welcher Form Ökobilanzen in der Praxis eingesetzt werden. Und
wir wollen in Erfahrung bringen, wie die Anwendenden selbst den Stand der
Ökobilanzierung wahrnehmen und ihre Rolle für ökologische Lernprozesse, resp. die
Herstellung ökologischer Rationalität einschätzen. Dazu haben wir unter dem Patronat
des Ökobilanz Forum der ETH, der Schweizerischen Vereinigung für ökologisch
bewusste Unternehmungsführung sowie des für die Normierung von Ökobilanzen
zuständigen TK 174 der Schweizerischen Normenvereinigung eine ausführliche
Erhebung konzipiert und 700 Unternehmen zur Teilnahme eingeladen. Dies, nachdem
unsere Aufarbeitung der bestehenden quantitativen Erforschung ergeben hat, dass die
bisherigen Erhebungen nicht geeignet sind, den Stand der Anwendung differenziert zu
erfassen.
Zusammenfassung und Synthese
Im letzten Abschnitt werden wir die gesammelten Erkenntnisse aus historischer und
empirischer Analyse im Hinblick auf die Herstellung ökologischer Rationalität in Gesell-

Kapitel 2: Zielsetzung und forschungsleitende Fragen 7
schaft, Volkswirtschaft und Unternehmung beurteilen und unsere Bestandesaufnahme
mit einem Ausblick abschliessen.
Einleitung
Kapitel 1
Erkenntnisziel &
Forschungsleitende Fragen
Kapitel 2
Historische Analyse
Vorläufer und Pioniere
Kapitel 3
Empirische Analyse
Kapitel 6
Stand der
Anwendungsforschung
Ökologische Rationalität
als Massstab der
Bestandesaufnahme
Differenzierung und
Operationalisierung
Kapitel 4
Institutionalisierung
Kapitel 5
Umfrage zu Verbreitung &
Anwendung in Schweizer
Unternehmen
Synthese
Zusammenfassung
Kapitel 7
Abbildung 2.1: Aufbau der Arbeit
2.2 Das kulturelle Konstrukt Umweltproblem
Im allgemeinen Sprachgebrauch haben sich Begrifflichkeiten wie Umwelt, Umweltbewusstsein,
Umweltschutz und Umweltproblem fest etabliert. Sie werden synonym mit
den wissenschaftlich präziseren Termini Ökologische Umwelt, Ökologisches Bewusstsein,
etc. verwendet. Anhand der Fragestellung, Was ist ein Umweltproblem sollen
nachfolgend klare Definitionen und Abgrenzungen eingeführt werden.
2.2.1 Umwelt
Demnach verstehen wir unter Rückgriff auf die Systemtheorie Umwelt als Umgebung
eines Systems, beispielsweise des Menschen, der Unternehmung oder der Wirtschaft.
Diese Umgebung kann kultureller 10 und/oder materieller Art sein. Kulturell zum Beispiel
im Sinne von Regeln und Prinzipien einer Gesellschaft oder materiell im Sinne von
Energie, Substanzen und Lebewesen.
10
Kulturell bezeichnet hier „durch den Menschen Geschaffenes“, im Gegensatz zu natürlich, im Sinne
von „ohne menschliches Zutun Vorhandenes“.

8 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
2.2.2 Ökologie
Ökologie ist die Lehre von den Wechselwirkungen zwischen den Lebewesen untereinander
und ihrer unbelebten Umwelt.
Ökologie wird heute wissenschaftlich als Teilbereich der Biologie 11 und damit der Naturwissenschaften
verstanden. Als Vordenker dieser relativ jungen Disziplin gelten die
Philosophen Hippocrates, Artistoteles und Theophrastus in der Antike, die Naturhistoriker
Linnaeus und Buffon im 18.Jahrhundert sowie Darwin und Wallace als
Vertreter der evolutionären Biologie 12 . Ernst Heinrich Haeckel, der den Begriff
Oecologie 1866 in die Wissenschaft eingeführt hat, sprach vom „Natur-Haushalt“ sowie
„der Oeconomie des Natur-Ganzen“ und schliesst „im weiteren Sinne alle Existenz-Bedingungen“
organischer und anorganischer Art mit ein. 13
Ökologie ist demnach eine die naturwissenschaftlichen Disziplinen integrierende Metawissenschaft.
Ihr Arbeitsfeld umfasst zeitlich wie räumlich sehr vielfältige Aspekte –von
der Nano- bis zur Astro-Ebene. Sie beobachtet und erklärt das Zusammenspiel
physikalischer, chemischer und biologischer Prozesse, thematisiert Stoff- und
Energieflüsse, Sukzession und die Dynamik von Populationen. 14
Dass die dabei zu bewältigende Komplexität sehr hoch ist, macht ein Blick auf die
stoffliche Vielfalt der Natur offensichtlich: Ausgehend von dem noch überschaubar
wirkenden chemischen Periodensystem mit seinen rund 100 Elementen haben die
Naturwissenschaften bisher mehr als 32‘000‘000 verschiedene Substanzen identifiziert.
Jede Substanz stellt ein Individuum dar, definiert über seine physikalischen (Aggregatszustände,
Gewicht, Löslichkeit, Lichtreflexion, etc.) und chemischen Eigenschaften
(Reaktionsverhalten). Nur für eine kleine Anzahl dieser Substanzen verfügen wir über
mehr oder weniger umfassende Kenntnisse innerhalb eines beschränkten Ausschnitts
aller möglichen physikalischen Rahmenbedingungen. Hinzu kommt eine unbekannte,
resp. nur sehr grob geschätzte Anzahl von rund 1‘500‘000 Arten von Lebewesen, jedes
davon mit einem spezifischen Stoffwechsel und einer spezifischen Stellung im „Netz
des Lebens“.
Ökologische Forschung beschränkt sich vor diesem Hintergrund häufig auf die
Betrachtung mehr oder weniger isolierter „Zellen“, resp. Ökosysteme. Beispiele hierfür
wären bestimmte Vegetationszonen – zum Beispiel die Voralpen oder ein Fliessgewässer.
Oder es wird das „Netz des Lebens“, resp. Biozönosen bestimmter Arten von
11
Meyers zitiert in Stellmann, J.: Die ökologische Dimension im strategischen Management, Dissertation,
Universität St. Gallen, 1997, S. 7.
12
Constanza, R., et.al.: An Introduction to Ecological Economics, Baco Raton, 1997, S. 36.
13
Haeckel zitiert in Heller, P.: Das Problem der Umweltbelastung in der ökonomischen Theorie, Frankfurt/New
York, 1989, S. 54.
14
Einen kompakten Überblick bietet Heinrich, D., Hergt, M.: dtv-Atlas Ökologie, Deutscher Taschenbuch
Verlag, 5. Auflage, München, 2002.

Kapitel 2: Zielsetzung und forschungsleitende Fragen 9
Lebewesen, zum Beispiel des Lachses oder des Kranichs untersucht. Auf dieser
Grundlage werden auch die Rahmenbedingungen ökologischer Gleichgewichte –im
Haeckel‘schen Sinne „Existenzbedingungen“ des „Naturhaushaltes“ – ermittelt.
Steht der Mensch und durch ihn gestaltete Stoff- und Energieflüsse im Zentrum ökologischer
Forschung, so spricht man von Human- oder Zivilisationsökologie. Ihr
Gegenstand ist die Erforschung des Ökosystems „Anthroposphäre“ (auch „Technosphäre“
genannt) mit den natürlichen Ökosystemen. 15
Zivilisationsökologie fokussiert spezifisch auf die Prozesse und Rahmenbedingungen
menschlicher Existenz und auf die durch diese Spezies bestimmten Stoff- und
Energieflüsse wie auch die damit einhergehenden Biozönosen. Man denke beispielsweise
an die Vielfalt von Nutzpflanzen und -tieren sowie an die in diesem Zusammenhang
auftretenden Schädlinge.
Abbildung 2.2: Technosphäre und Zivilisationsökologie
Die Darstellung zeigt charakteristische Stoffflüsse der Technosphäre sowie durch den Menschen geschaffene,
spezifische Ökosystemtypen. Deren Struktur, Entwicklung und Steuerung sind Gegenstand der
Zivilisationsökologie. 16
Auch hier ist die stoffliche wie biologische Komplexität beträchtlich: rund 18‘000‘000
Substanzen wurden bislang synthetisiert. Davon werden rund 1‘000‘000 industriell
genutzt, von denen rund 2‘000 in jährlichen Mengen von mehr als 100‘000 Tonnen
produziert werden. Von diesen high volume chemicals sind erst rund 500 umfassend
ökologisch erforscht worden. 17 Damit sind vielfältige –kaum abschätzbare –stoffliche
15
Siehe Institut für Chemische Pflanzenphysiologie: Zivilisationsökologie, Fernlehrgang Ökologie und ihre
biologischen Grundlagen, Heft 8 - 11, Universität Tübingen, 1984.
16
Darstellung aus Heinrich/Hergt, 2002, S. 134.
17
Zum Stand der Chemikalien-Untersuchungen siehe beispielsweise EU-Kommission: Strategy for a
Future Chemicals Policy, White Paper, Commission of the European Communities, Brussels, 2001.

10 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Wechselwirkungen zwischen Zivilisation und Natur innert evolutionsgeschichtlich
äusserst kurzer Zeit geschaffen worden. Ein weiteres Indiz für die Bedeutung der
Zivilisationsökologie bieten zudem - allerdings umstrittene - Schätzungen, dass die
Menschheit bereits rund 40% der globalen Biomasse –sozusagen das Gewicht des
Lebens – bewirtschaftet.
Im Zuge der stetigen Expansion der Zivilisation scheint sich die allgemeine Ökologie für
die Gesellschaft zwangsläufig immer mehr zur Zivilisationsökologie, resp. Ökologie als
„Lehre der Existenzbedingungen des Menschen“ zu entwickeln. Damit billigt ihr der
Volksmund sozusagen eine normative Funktion zu: „ökologisch“ heisst dann „existenzsichernd“.
Ökologie wird über die „ökologische Nachhaltigkeit“ zum Massstab des „Umweltschutzes“
-der letztlich immer auf die Erhaltung des Menschen zielt. Hier gilt es
jedoch gerade für unsere Fragestellung sehr vorsichtig zu sein, denn: die Natur –
verstanden als alles ohne Zutun des Menschen Bestehende -kennt keine normative
Dimension. Der Begriff Ökologie an und für sich beschreibt eine wertfreie Wissenschaft
der Wechselwirkungen zwischen Leben und Materie, resp. Energie.
Eine normative Dimension kann streng genommen erst in der sozialen Umwelt, resp. in
der Gesellschaft hinzu kommen. Die Natur hat sich noch nie über das Verschwinden
einer Art beschwert –im Gegenteil: langfristiges Überleben oder eben „Nachhaltigkeit“
ist in der Natur äusserst unwahrscheinlich – ja geradezu unnatürlich.
Vor diesem Hintergrund sind ökologische Informationen, –von denen nachfolgend noch
häufig die Rede sein wird, - definitionsgemäss Daten in der Sprache von Physik,
Chemie und Biologie. Sie beschreiben Prozesse, Zusammenhänge und deren Wandel
im Zeitverlauf. Zu beachten ist, dass ökologische Daten als naturwissenschaftliche
Daten stets nur vorläufiges Wissen auf der Basis nicht-falsifizierter Theorien darstellen.
Das heisst, sie zeigen nicht die Realität, sondern unsere wissenschaftliche Wahrnehmung
davon. Dabei ist unser ökologisches Wissen noch derart beschränkt, dass
sich viele Sachverhalte durch eine hohe Dynamik in den sie beschreibenden Theorien
und Modellen auszeichnen. Es sind auch Artefakte und falsche Berechnungen möglich
und können unsere Wahrnehmung der Natur massgeblich täuschen.

Kapitel 2: Zielsetzung und forschungsleitende Fragen 11
Abbildung 2.3: Historische Dynamik ökologischer Parameter
Ökologie als Lehre von den Wechselwirkungen zwischen den Lebewesen und der unbelebten Umwelt
macht deutlich, dass in der Natur nichts so beständig ist, wie der Wandel. Die Abbildung illustriert die
Veränderung wichtiger ökologischer Parameter sowie der aquatischen Artenvielfalt im Verlauf der letzten
600 Mio. Jahre. Die Idee eines ökologischen Gleichgewichts ,resp. ökologischer Nachhaltigkeit mit Bezug
auf ein bestimmtes Lebewesen erscheint über grosse Zeiträume als sehr unwahrscheinlicher Zustand.

12 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Dies sei am Beispiel der Entdeckung der Ausweitung des Ozonlochs über der Antarktis
illustriert: Das Ozonloch wurde gemäss Heinreich/Hergt 1956 entdeckt, wobei erstmals
1968 darüber öffentlich berichtet worden sei. 18 Jedoch erst mit der 1978 erfolgten
Inbetriebnahme des Nimbus-7 Satelliten der NASA wurden umfassende Messungen
der stratosphärischen Ozonkonzentration und deren Entwicklung möglich. Als 1985
Framan et.al. in Nature den Nachweis für das Wachstum des Ozonlochs publizierten,
wurde argumentiert, die mittels der Satellitendaten erstellten Modelle würden diesen
Befund bereits für das Jahr 1976 nachweisen. Jedoch seien die extrem niedrigen
Konzentrationswerte von der verwendeten Software als Messfehler taxiert und damit
herausgefiltert worden. Somit sei die Entdeckung des anthropogenen Ozonlochs um
rund 9 Jahre verzögert worden. Die NASA bestreitet diese Darstellung und
argumentiert, sie selbst habe 1983 erstmals solche Extremwerte gemessen, als real
taxiert und kurz nach der Publikation von Framan et.al. der Öffentlichkeit zugänglich
gemacht. Damit bleibt letztlich offen, wann das Phänomen Ausweitung des Ozonlochs
in der Realität wirklich erstmals aufgetreten ist. 19
Es wird an dieser Anektode jedoch deutlich, dass unsere Wahrnehmung ökologischer
Sachverhalte stark von den verfügbaren Theorien, Modellen, Sensoren, etc. abhängig
ist, ja, dass sie dadurch überhaupt erst entsteht.
2.2.3 Was ist ein Umweltproblem
Nach allgemeiner Definition ist ein Problem eine unerwünschte Differenz zwischen
einem Soll- und einem Ist-Zustand. Demnach wäre ein Umweltproblem, resp. ein ökologisches
Problem dann gegeben, wenn es möglich ist, einen Ist-Zustand mittels
ökologischer Daten zu erfassen und zusätzlich, in derselben ökologischen Sprache,
einen Soll-Zustand zu beschreiben. Werden Abweichungen festgestellt, liegt ein Umweltproblem
vor.
Umweltprobleme sind damit offensichtlich keine Probleme der Natur, sondern des
Betrachters, resp. der Gesellschaft. Sie ist es, die ökologische Daten über Entwicklungen
der sie umgebenden ökologischen Umwelt als unerwünscht oder eben
problematisch erkennt und beurteilt. „Sie (die Gesellschaft, Anm.d.V.) kann sich also
nur selbst gefährden“. 20
Ein Umweltproblem ist somit tatsächlich ein soziales Problem, ein kulturelles Konstrukt.
Sein Entstehen setzt voraus, dass ein (naturwissenschaftliches) Sensorium zur
Bestimmung eines Zustandes vorhanden ist, genauso wie Werte des Menschen -
Gesundheit, Eigentum, Ästhetik, etc. - als betroffen wahrgenommen werden müssen.
18
Heinrich, D., Hergt, M.: dtv-Atlas Ökologie, 2002, S. 259.
19
Siehe Sparling, B.: Ozone Depletion, History and Politics,
www.nas.nasa.gov/about/education/ozone/history.html.
20
Luhmann, N.: Ökologische Kommunikation, Kann die moderne Gesellschaft sich auf ökologische
Gefährdungen einstellen, 3.Auflage, Opladen, 1990, S. 63.

Kapitel 2: Zielsetzung und forschungsleitende Fragen 13
Die sei an einem weiteren Beispiel illustriert:
Radioaktive Strahlung kann durch die dem Menschen natürlich gegebenen Sinne wie
Geruch, Geschmack, Gehör, etc. nicht wahrgenommen werden. Gleichwohl ist
Radioaktivität seit jeher allgegenwärtig. Die damit zusammenhängenden Risiken
wurden für den Menschen erst wahrnehmbar, nachdem die Wissenschaft eine
entsprechende Theorie und technische Mittel zu deren Nachweis entwickelt hatte. Erst
danach wurde es möglich, hohe Strahlendosen mit gesundheitlichen
Beeinträchtigungen in Verbindung zu bringen und schliesslich das Umweltproblem
radioaktiver Risiken zu konstruieren. So erlitt Antoine-Henri Becquerel als Pionier der
Radioaktivitätsforschung selbst den ersten dokumentierten Strahlenschaden: eine
Hautverbrennung unter der Westentasche, in der er eine Radiumprobe mit sich führte. 21
Bis zur heutigen Einschätzung der Gefährlichkeit radioaktiver Strahlung musste jedoch
ein langwieriger und schmerzlicher Lernprozess durchlaufen werden. Aus dem
Blickwinkel heutigen Allgemeinwissens betrachtet man die Schilderungen von
medizinischen Kuren mit Radongas 22 mit Befremden; die Experimente militärischer
Nuklearforschung der 50er Jahre mit Schrecken. Seither steuern Grenzwerte und
Geigerzähler als kulturelle Produkte die Erkennung und Beurteilung des
Umweltproblems Radioaktive (Ver-)Strahlung.
„A social problem does not exist for a society unless it is recognized by that society“ 23
Mit der konstruktivistischen Problemtheorie hat die Soziologie einen überzeugenden
Ansatz zur Untersuchung von Umweltproblemen entwickelt: 24 Dabei wird davon
ausgegangen, dass die soziale Wirklichkeit –gesellschaftliche Realität –letztlich ein
Ergebnis sozialer Kommunikationsprozesse ist. 25 Umweltprobleme – und daraus
abgeleitet auch die Inhalte der Adjektive umweltgerecht und umweltbelastend -
entstehen demnach im Kopf, resp. im sozialen Diskurs. Sie sind das Ergebnis
ökologischer Kommunikation.
Die entscheidende Frage lautet deshalb:
21
Weber, R.: Kernenergie, Webers Taschenlexikon, 2.Auflage, Aarau, 1986, S. 29.
22
Siehe Radon –vom Heilmittel zum Schadstoff, in: Neue Zürcher Zeitung, Mittwoch, 4. Februar 2004,
Nr. 28, S. 61.
23
Siehe Blumer, H.: Social Problems as Collective Behaviour, Social Problems, 18/3, 1971, S. 298 – 306.
24
Siehe Eisen, M., et.al.: Risikodiskurse, Die Dynamik öffentlicher Debatten über Umwelt- und
Risikoprobleme in der Schweiz, Reihe Gesellschaft Schweiz, SPP Zukunft Schweiz, Zürich, 2003 oder
Schetsche, M.: Die Karriere sozialer Probleme: Soziologische Einführung, München, 1996, sowie
Hannigan, J.A.: Environmental Sociology; A Social Constructionist Perspective, London, 1995.
25
Eisen, 2003, S. 19.

14 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
2.3 Wie werden ökologische Daten gesellschaftlich codiert
„Es geht nicht um die vermeintlich objektiven Tatsachen: dass die Ölvorräte abnehmen,
die Flüsse zu warm werden (...) Das (...) erzeugt als nur physikalischer, chemischer
oder biologischer Tatbestand (...) keine gesellschaftliche Resonanz, solange nicht
darüber kommuniziert wird.“ 26
2.3.1 Ökologische Kommunikation
Unter Resonanz versteht Luhmann, dass das gesellschaftliche System durch die Umwelt
in Schwingung versetzt wird. In unserem Fall ist das gleichbedeutend mit einer
Reaktion der Gesellschaft auf ökologische Sachverhalte. Das bedeutet, dass sie -die
Gesellschaft - durch die Interpretation und Bewertung ökologischer Daten Informationen
produziert und kommuniziert. Die Frage ist demnach: wann und wo erzeugt ökologische
Information gesellschaftliche und mithin ökonomische Resonanz
In seinem Werk Ökologische Kommunikation thematisiert Luhmann diese Frage umfassend,
27 indem die von ihm stipulierten gesellschaftlichen Teilsysteme –er nennt sie
Funktionssysteme – auf ihre ökologische Resonanzfähigkeit hin untersucht werden.
Voraussetzung der jeweiligen Resonanzfähigkeit ist die Umsetzung ökologischer
Informationen in die sehr spezifische Codierung und Programmierung jedes einzelnen
Teilsystems.
2.3.2 Die binäre Codierung gesellschaftlicher Funktionssysteme
Die moderne Gesellschaft kann systemtheoretisch als komplexes System, „das umfassendste
System sinnhafter Kommunikation“ 28 verstanden werden. Innerhalb der
Gesellschaft haben sich verschiedene Teilsysteme ausgebildet, die sehr spezifische
Funktionen für das Gesamtsystem erbringen. Als Funktionssysteme der modernen
Gesellschaft nennt Luhmann u.a.:
– Wissenschaft (Code: Wahrheit/Unwahrheit)
– Recht (Code: Recht/Unrecht)
– Religion (Code:gut/böse, resp. Immanenz/Transzendenz)
– (Geld-)Wirtschaft (Code: (Geld)Haben/Nicht Haben, resp. Zahlen/Nichtzahlen)
– Politik (Code: Politische Macht durch ein Amt/Keine Macht, resp. kein Amt)
– Erziehung (Code: Zulassung/Abweisung, resp. gute Zensur/schlechte Zensur)
26
Luhmann, 1990, S. 62.
27
Jedoch ist das Modell nur auf die modernen, hochgradig ausdifferenzierten Gesellschaften der industrialisierten
Welt anwendbar, wie Luhmann selbst einschränkt.
28
Luhmann, S. 62.

Kapitel 2: Zielsetzung und forschungsleitende Fragen 15
Die Funktionssysteme sind offene und geschlossene Systeme zugleich: offen insofern,
als dass sie auf die Leistungen der anderen Teilsysteme angewiesen sind.
Geschlossen, da sie die Welt und die eigenen Operationen nur durch die Brille ihres
eigenen Codes erkennen und beschreiben können. Dabei bezeichnet ein Code eine
digitale, zweiwertige Differenz die für das jeweilige Funktionssystem eine universelle
Geltung beansprucht. Der Code dient dazu, alle systemrelevanten Informationen
entsprechend einem Wert, resp. dem zugehörigen Gegenwert zu interpretieren und zu
bewerten. Konkret wird dann im Rechtssystem nach recht/unrecht, im
Wissenschaftssystem nach wahr/unwahr, im Wirtschaftssystem nach (Geld)
Haben/Nicht-haben, etc. codiert.
Reaktion oder in den Worten Luhmanns Resonanz kann im jeweiligen System nur dann
entstehen, wenn die Signale aus der (sozialen oder ökologischen) Umwelt des Systems
in das jeweilige Code-Schema übertragen werden können, da sie ansonsten durch das
Teilsystem schlichtweg ignoriert werden. Die Codierung ist Voraussetzung dafür, dass
das Funktionssystem Information überhaupt als Teil seiner Realität wahrnehmen kann.
In Abgrenzung zum Code sind Programme Bedingungen zur richtigen Selektion von
Operationen. Sie konkretisieren, resp. operationalisieren die Anforderungen, die ein
Funktionssystem erfüllen muss. Programme sind sozusagen die Schnittstelle zur
Realität und sie können ausgewechselt werden, ohne die Identität des zweiwertigen
Codes zu gefährden. Die Lernfähigkeit des Funktionssystems wird somit durch
Programme aufrechterhalten. Während Code den geschlossenen, autopoietischen
Aspekt des Funktionssystems ausmacht, bilden Programme die Offenheit des Systems
aus und machen es erst im Zusammenspiel mit den anderen Teilsystemen lebensfähig.
So dienen Forschungsmethoden der Programmierung der Wahrheitssuche, Rechtsgrundsätze
der Programmierung von Gerechtigkeit und Preise der Operationalisierung
der Geldwirtschaft.
2.3.3 Codierung ökologischer Daten
Ökologische Daten, also wie gesagt: chemische, physikalische und biologische Fakten,
werden erst in den einzelnen Funktionssystemen aufgrund einer spezifischen Wertung
zu Informationen; provozieren Kommunikation und mithin Anpassungen im System. In
der Welt Luhmann'scher Systemtheorie heisst das konkret: ökologische Daten werden
im Rechtssystem nur dann wahrgenommen und relevant, wenn sie unter den Code
recht/unrecht subsumiert werden können. Von der Politik werden sie nur
wahrgenommen, sofern sie im Hinblick auf das Erreichen oder Verlieren eines Mandats
bedeutsam sind, und sie werden in der Wissenschaft nur insofern als relevant erkannt,
als dass sie in den Code von wahr oder unwahr transformiert werden können. Im
Wirtschaftssystem schliesslich werden ökologische Daten dann zu Informationen, wenn
sie mit Eigentum/Zahlungsfluss zu tun haben, resp. in Preisen ausgedrückt werden
können.

16 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Für die Herstellung ökologischer Rationalität in sozialen und ökonomischen Systemen
sind die Möglichkeiten der Codierung ökologischer Informationen und der Entwicklung
entsprechender Voraussetzungen massgebend.
2.4 Ökologische Rationalität
Wenn wir uns fragen, welche Bedeutung der Ökobilanzierung zur Herstellung ökologischer
Rationalität in Gesellschaft, Volkswirtschaft und Unternehmung zukommt, so ist
einerseits zu untersuchen, welche Funktionalität die einzelnen Elemente von Ökobilanzen
theoretisch für die Wahrnehmung, Interpretation, Bewertung und Kommunikation
ökologischer Daten erbringen können. Anderseits ist die Bedeutung der Ökobilanzierung
für die Realisierung ökologischer Rationalität nur bestimmbar, wenn wir die
reale Verbreitung dieses Instruments, resp. seiner Elemente in der Praxis betrachten.
Anhand einer Analyse der Diffusion kann abgeschätzt werden, welche Funktionen
tatsächlich umgesetzt werden und damit real auf die Herstellung ökologischer
Rationalität einwirken.
Ausgehend von Luhmanns These, dass ökologische Informationen in den gesellschaftlichen
Funktionssystemen nur dann Resonanz erzeugen können, wenn sie in den
jeweils spezifischen Code überführt werden können, ist es für unsere
Bestandesaufnahme des Projekts Ökobilanz zentral, ökologische Rationalität für die
uns interessierenden Aspekte spezifisch zu operationalisieren. Wir tun dies auf drei
Ebenen unterschiedlicher Abstraktion:
– Gesellschaft
betrachtet anhand von Luhmanns Systemtheorie
– Wirtschaft
betrachtet anhand der Volkswirtschaftslehre, resp. Umweltökonomie
– Unternehmung
betrachtet anhand der Betriebswirtschaftslehre, resp. der ökologisch bewussten
Unternehmungsführung
2.4.1 Systemtheoretische Betrachtungsebene
Wie in der Einleitung dargelegt, untersuchen wir die Frage, ob und inwiefern Entscheidungen
dank Ökobilanzen auch in Bezug auf ökologische Fragen rational, also
logisch und vernünftig ausgestaltet werden können.
„Ökologische Rationalität wäre dann erreicht, wenn die Gesellschaft die Rückwirkungen
ihrer Auswirkungen auf die Umwelt auf sich selbst in Rechnung stellen könnte.“ 29
29
Luhmann, 1990, S. 247.

Kapitel 2: Zielsetzung und forschungsleitende Fragen 17
Es stellt sich die Frage, inwiefern Ökobilanzen dazu herangezogen werden (können),
ökologische Rationalität im Sinne von Rückbetroffenheit in der Gesellschaft zu
erzeugen. In den Worten Luhmanns: „In dem Masse, als technische Eingriffe die Natur
verändern und daraus Folgeprobleme für die Gesellschaft resultieren, wird man nicht
weniger, sondern mehr Eingriffskompetenz entwickeln müssen, sie aber unter Kriterien
praktizieren müssen, die die eigene Rückbetroffenheit einschliessen. Das Problem liegt
nicht in der Kausalität, sondern in den Selektionskriterien. Die Frage, die daraus folgt,
ist eine doppelte, nämlich: 1) reicht die technische Kompetenz aus für ein selektives
Verhalten, das heisst: gibt sie uns genug Freiheit gegenüber der Natur Und (2) reicht
die gesellschaftliche, das heisst kommunikative Kompetenz aus, um die Selektion
operativ durchführen zu können“ 30
Sind Ökobilanzen dazu geeignet, diese technische Kompetenz zur Selektion zu
erzeugen Konkreter formuliert:
Forschungsleitende Fragen aus Sicht der Systemtheorie:
Können Ökobilanzen zur rationalen Codierung ökologischer Informationen in den
gesellschaftlichen Funktionssystemen beitragen Wird durch Ökobilanzierung Rückbetroffenheit
besser (korrekter, umfassender, einfacher oder schneller) in den
jeweiligen Code eines Systems übersetzbar Oder entsteht mit der Ökobilanzierung
gar ein eigenständiges, ökologisches Funktionssystem mit einem spezifischen Code
und entsprechender Programmierung
Werden konzeptionelle Elemente von Ökobilanzen –Zieldefinition, Systemgrenzen,
Sachbilanz, Wirkungsanalyse, Gewichtung –in die Operationalisierung der jeweiligen
Codes eingebaut Finden diese Elemente Eingang in Operationen des Rechts, der
Politik oder der Wirtschaft
Von besonderen Interesse erscheint uns die Frage, ob mit dem Projekt Ökobilanz nicht
nur ökologische Rationalität innerhalb der bestehenden Funktionssysteme -wir konzentrieren
unsere Analyse auf ökonomische Systeme -beeinflusst werden, sondern ob
darüber hinaus ein eigenständiges, spezialisiertes Funktionssystems Ökologie mit
einem binären Code umweltgerecht/umweltbelastend oder -unter Rückgriff auf den
Oecologie-Begriff Haeckel's existenzsichernd/existenz-zerstörend führen könnte: Der
Grüne Stein der Weisen als binär geschlossene Codierung –Ökobilanzierung als Programm
seiner grundsätzlich offenen Programmierung.
30
Luhmann, 1990, S. 39.

18 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Diese Frage haben wir 1994 selbst in einem kurzen Briefwechsel mit Niklas Luhmann
aufgeworfen. Wenngleich Luhmann diese Möglichkeit nicht ausschliessen konnte, so
glaubte er damals „allerdings nicht, dass sich gegenwärtig Ausgangspunkte für ein
besonderes umweltbezogenes Funktionssystem erkennen lassen“. 31
Die Frage nach der Entstehung eines spezifischen Funktionssystems durch Ökobilanzierung
ist die zentrale Fragestellung unserer Standortbestimmung.
2.4.2 Umweltökonomische Betrachtungsebene
„Die Preise müssen die Ökologische Wahrheit sagen.“
Ernst Ulrich von Weizsäcker
In unserem systemtheoretischen Grundverständnis bezeichnet ökologische Rationalität
im ökonomischen System die Herstellung ökologischer Rückbetroffenheit im Code der
Wirtschaft. Sie findet statt, wenn ökologische Daten unter dem Code von (Geld-)
Haben/Nicht-Haben, resp. Zahlen/Nicht-Zahlen wahrgenommen und interpretiert
werden und schliesslich ökologieinduzierte ökonomische Kommunikation in der
Sprache der Preise erzeugen. Wenn die Preise die Ökologische Wahrheit sagen
würden, so würden ökologische Daten die Autopoiesis des ökonomischen Teilsystems
unterstützen und Resonanz erzeugen, um die ökologische Nachhaltigkeit des
ökonomischen Systems – soweit dies überhaupt rational möglich ist – herbeizuführen.
Aus wirtschaftswissenschaftlicher Sicht hingegen - sozusagen innerhalb des Teilsystems
Wirtschaft -muss die Betrachtung differenzierter ausfallen, weil Preise nur
Tauschbeziehungen beschreiben können. Der Programmierung von Kommunikation
mittels Preisen gehen jedoch Informationsverarbeitungsprozesse bei den beteiligten
Akteuren selbst voraus. So entscheiden Kosten/Nutzen-Überlegungen vorgängig, ob es
überhaupt zu einer Markttransaktion, der Realisierung eines Preises und damit zu
ökologischer Kommunikation des ökonomischen Systems im Sinne der Systemtheorie
kommt. Deshalb reicht die systemtheoretische Betrachtung hier für unsere Belange
nicht aus. Ökonomie als Wissenschaft programmiert den ökonomischen Code weitaus
differenzierter: hier geht es nicht nur um Zahlen/Nicht-Zahlen, sondern es geht darüber
hinaus um Begriffe wie Nutzen, Kosten, Wert und Effizienz.
31
Brief von Niklas Luhman an Claude Siegenthaler vom 19.10.1994.

Kapitel 2: Zielsetzung und forschungsleitende Fragen 19
Die Maxime der Ökonomie ist zunächst einmal, dass die verfügbaren Ressourcen
optimal, sprich effizient eingesetzt werden sollen. Dabei interessieren die Kosten-
Nutzen-Abwägungen einzelner Akteure sowie deren Koordination über den Markt
genauso wie die Ausgestaltung von volkswirtschaftlich effizienten Tauschbeziehungen
mittels Institutionen und Instrumenten, das Aufdecken und Korrigieren von Marktversagen
explizit eingeschlossen.
Volkswirtschaftlich lässt sich ökologische Rationalität beschreiben als Herstellung ökonomisch
relevanter Rückbetroffenheit durch ökologische Sachverhalte. Die ökonomische
Relevanz ist dann gegeben, wenn die Effizienz, resp. die Funktionsfähigkeit des
wirtschaftlichen Systems betroffen ist.
Im Rahmen der Ökonomie haben sich zwei spezialisierte Schulen entwickelt, die sich
mit der Codierung ökologischer Daten aus wirtschaftswissenschaftlicher Sicht befassen:
die neoklassische Umweltökonomie und die ökologische Ökonomie.
2.4.2.1 Neoklassische Umweltökonomie
Die neoklassische Umweltökonomie hat ihre Anfänge im frühen 20. Jahrhundert und
baut auf dem Grundmodell des allgemeinen Gleichgewichts und einer idealtypischen
Marktwirtschaft auf. Abweichungen von diesem Modellzustand – Marktversagen,
beispielsweise Monopole oder externe Effekte -haben diese Schule in ihrer Forschung
stark geprägt und mithin sehr anwendungsorientierte Postulate im Hinblick auf die
Möglichkeiten der Wiederherstellung des Idealzustandes hervorgebracht. 32
Aus Sicht unserer Fragestellung lassen sich zwei Teilbereiche unterscheiden: die
Ökonomie der Ressourcen und die Ökonomie der Umweltbelastung. Während sich die
Ressourcenökonomie mit der Analyse der Nutzung natürlicher - erneuerbarer oder
nicht-erneuerbarer - Rohstoffe beschäftigt, untersucht die Ökonomie der Umweltbelastung
„die Beeinflussung der Umweltmedien und der in ihnen lebenden
Organismen durch wirtschaftliche Aktivitäten“. 33 Aus dem Blickwinkel der
Zivilisationsökologie könnte man auch sagen, dass sich erstere mit den stofflichen,
energetischen und biologischen Inputs aus der Natur in die Technosphäre und zweitere
mit den ökologischen Outputs aus der Technosphäre beschäftigt.
Die entsprechenden Fragestellungen lauten: wie ist die Entnahme von Rohstoffen
intertemporal zu optimieren Wie können knapp werdende freie Güter bewertet und
alloziert werden Wie kann das optimale Niveau von Umweltbelastung, resp.
Umweltschutz ermittelt und realisiert werden Oder besonders prominent: wie können
die durch Umweltbelastung verursachten negativen externen Effekte internalisiert und
32
Minsch, J.: Ursache und Verursacherprinzip im Umweltbereich, Zur theoretischen Fundierung einer
verursacherorientierten Umweltpolitik, Dissertation Universität St. Gallen, 1988, S. 1.
33
Heller, 1989, S. 87.

20 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
damit gesellschaftliche und individuelle Nutzenmaximierung wieder in Einklang gebracht
werden
Abbildung 2.4: Das Konzept des Optimalen Umweltschutzes
Im Zentrum der neoklassischen Umweltökonomie steht die Frage nach dem effizienten Belastungsniveau.
Das optimale Belastungsniveau ergibt sich theoretisch aus dem Schnittpunkt der Grenzkosten- und
Grenznutzenfunktionen. 34
Die neoklassische Umweltökonomie bleibt den Annahmen der allgemeinen Neoklassik
und ihrem stark mikroökonomischen Fokus treu. Codiert wird durch Kosten-Nutzen-
Betrachtungen. Natur wird mittels verschiedenster Ansätze (Vermeidungskosten,
Kompensationskosten, Sanierungskosten, etc.) bewertet und in Geldeinheiten codiert.
Es geht hier vorwiegend um Grenzkosten- und Grenznutzenfunktionen, resp. um deren
wirtschaftspolitische Korrektur beim Vorliegen von Marktversagen (Freie Güter, Externe
Effekte).
Gerade die Theorie der externen Effekte darf als der herausragende Beitrag der
neoklassischen Umweltökonomie gelten. Ihre geistigen Väter – Marshall, Pigou und
Coase – haben mit ihren Arbeiten in der ersten Hälfte des 20. Jahrhunderts damit
sozusagen das Modell des allgemeinen Gleichgewichts gerettet, resp. immunisiert 35 ,
aber auch die heute in vielen Ländern voran getriebene marktwirtschaftlich orientierte
Umweltpolitik wesentlich geprägt. Marktkonforme Instrumente wie die Einführung
handelbarer Emissionsrechte oder die verschiedenen Varianten von Umweltsteuern
haben den Weg aus der Theorie in die Praxis mittlerweile erfolgreich gefunden. Die
Wirksamkeit von Lenkungsabgaben –zum Beispiel auf Schwefeldioxid im Japan der
34
Darstellung aus Getzner, M.: Ökonomische Methoden der Umweltplanung, Folienpräsentation
WS2003/04, Universität Klagenfurt, 2003, S. 21.
35
Siehe Minsch, 1988, S. 1 – 99.

Kapitel 2: Zielsetzung und forschungsleitende Fragen 21
70er Jahre –oder das derzeitige Entstehen von Märkten für CO 2 -Emissionsrechte in
Europa und den USA sind direkter Ausfluss der neoklassischen Umweltökonomie.
Die neoklassische Umweltökonomie zeichnet sich jedoch aus ökologischer Sicht auch
durch eine Reihe von Mängeln aus, welche -so die Argumentation der Kritiker –eine
angemessene Berücksichtigung der Ökologie in der Neoklassik grundsätzlich in Frage
stellen.
So werde die Natur im wesentlichen wie jedes andere Gut behandelt: Physikalische,
chemische und biologische Zusammenhänge sowie deren Wandel würden über
Annahmen aus der Analyse ausgeschlossen oder stark vereinfacht. Stellvertretend für
viele sollen hier Minsch und Heller erwähnt werden: beide haben die neoklassische
Umweltökonomie systematisch hinterfragt, resp. mit ökologischen Erkenntnissen
konfrontiert. 36 37 Sie erkennen grosse Unzulänglichkeiten der Modelle insbesondere
beim Umgang mit Komplexität und Dynamik ökologischer Problemstellungen. Beide
zeigen eindrücklich, dass die Welt der eindeutigen und stabilen Gleichgewichte rasch
zusammenbricht, wenn die Modelle den ökologischen Realitäten angenähert und diese
als endogene Parameter eingeführt werden.
2.4.2.2 Ökologische Ökonomie
Jenseits der neoklassischen Umweltökonomie und ihrem dominanten Fokus auf Fragen
der Allokation hat sich seit den 80er Jahren eine stärker durch die Ökologie selbst
inspirierte Sichtweise mit transdisziplinärem Anspruch entwickelt: die Ökologische
Ökonomie. Sie betrachtet die Wirtschaft als Subsystem der Natur und thematisiert
damit die ökologischen Existenzbedingungen des Wirtschaftens und deren Erhaltung.
Natur wird nicht mehr nur als ein Pool von Ressourcen betrachtet, die möglichst
effizient in Nutzen umgesetzt werden sollen. Die ökologische Ökonomie thematisiert
vielmehr die Selbsterhaltung der Wirtschaft durch Erhalt der von der Natur erbrachten
lebensnotwendigen Dienstleistungen (Versorgungs-, Stabilisierungs-, Reinigungs-,
Regenerations- und Schutzfunktionen).
Ökologische Nachhaltigkeit wird als Voraussetzung ökonomischer Nachhaltigkeit ins
Zentrum gerückt. Damit tritt die Frage der Bemessung, resp. Begrenzung und
Steuerung ökonomischer Aktivitäten unter natürlichen Restriktionen (carrying capacity)
ins Zentrum der Betrachtung. 38 Eine stetige Expansion der Wirtschaft durch Wachstum
der Bevölkerung und des Kapitals wird durch ökologische Ökonomen kritisch beurteilt
und es werden Modelle einer materiell im Fliessgleichgewicht befindlichen Wirtschaft
entwickelt.
36
Siehe Minsch, 1988, S. 121 – 141.
37
Siehe Heller, 1989, S. 138 – 162.
38
Siehe Constanza, 1997, S. 83 - 91.

22 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Abbildung 2.5: Ökologischer und Ökonomischer Kreislauf 39
Fragen der Wachstumsdynamik und der stofflichen/energetischen Wechselwirkungen zwischen Natur und
Wirtschaft stehen im Zentrum der Ökologischen Ökonomie. Wirtschaftlich relevante Prozesse des
Ökosystems sowie die Erhaltung des Naturkapitals werden ins ökonomische Kalkül einbezogen.
Geprägt wurde die ökologische Ökonomie durch frühe Arbeiten mit Bezug zu Fragen
der „Tragfähigkeit“ in der Tradition von Malthus bis zu den Arbeiten von Boulding
(Spaceship Earth), Meadows (Limits to Growth) und Daly (Steady-State-Economics),
resp. im deutschsprachigen Raum beispielsweise von Binswanger (Ökonomische
Kapitalisierung und ökologische Dekapitalisierung), Immler, Nutzinger oder Bonus.
Ebenfalls charakteristisch ist die Anwendung systemtheoretischer Forschungsmethoden,
die die Grenzen isolierter ökologischer und ökonomischer Betrachtung
überwinden, indem sie Energie- und Materialflüsse einschliessen (u.a. Georgescu-
Roegen, Boulding, Odum, Ayres und Constanza). Die Gründung der International
Society for Ecological Economics im Jahre 1987 oder des Journal of Industrial Ecology
1997 markieren die Etablierung dieser jungen Schule ökonomischer Denkrichtungen.
Die Ökologische Ökonomie nimmt dabei nicht für sich in Anspruch, die traditionelle
Umweltökonomie und ihre modellbedingte Eleganz zu ersetzen. Sie bietet vielmehr
einen erweiterten, pluralistischen Rahmen verschiedenster Methoden und versucht
ökologische und ökonomische Erkenntnisse unter dem Gesichtspunkt der
Lebensfähigkeit beider Welten zu integrieren. 40 Sie steht damit in krassem Gegensatz
zur weltfremden Neoklassik, was sich insbesondere in ihrem Umgang mit Unsicherheit
und unvollkommener Information deutlich zeigt, aber auch stark in ihren normativen
Ansprüchen zum Ausdruck kommt: Gerechte Verteilung, moralische Integrität und die
Erhaltung von Gemeinschaften sind nebst ökologischer Nachhaltigkeit offen deklarierte
Ziele dieser Schule.
39
Darstellung aus Binswanger, H.C.: Ökonomie und Ökologie, in: Schweizerische Zeitschrift für Volkswirtschaft
und Statistik, September 1972, S. 260.
40
Constanza, 1997, S. 52

Kapitel 2: Zielsetzung und forschungsleitende Fragen 23
Vereinfachend könnte man sagen: die neoklassische Umweltökonomie codiert programmatisch
ökologische Sachverhalte unter der Maxime der Kosten-Nutzen-
Maximierung und bedient sich dazu eines Newton‘schen Weltbildes mechanischer,
physikalischer und chemischer Gesetze. Im Vordergrund steht die Erhaltung des
allgemeinen Gleichgewichts. Die Ökologische Ökonomie sieht Natur, Wirtschaft und
Gesellschaft hingegen als living systems mit dem Anspruch, der nachhaltigen
Koexistenz, schliesst aber sozusagen den pragmatischen Gebrauch des
neoklassischen Werkzeugkastens zur Verfolgung ihrer Ziele nicht aus.
Damit werden die Grenzen zwischen den beiden, von ihren Grundhaltungen her sehr
unterschiedlichen Schulen fliessend. Wenn wir in der Folge deshalb von Umweltökonomie
sprechen, so sollen beide Schulen unter diesem Titel gemeint sein.
Beide Schulen der Umweltökonomie codieren ökologische Sachverhalte und führen
zum Einbezug ökologischer Rückbetroffenheit in das ökonomische System. Wir
nehmen für unsere Bestandesaufnahme des Projekts Ökobilanz entsprechend die zwei
zentralen Momente beider Schulen auf: einerseits das Kriterium der Effizienz sowie das
Streben nach Behebung von Marktversagen; anderseits die Einführung des
ökologischen Nachhaltigkeitskriteriums. Unsere Fragen zur Beurteilung lauten für die
ökonomische Betrachtung ökologischer Rationalität:
Forschungsleitende Fragen aus Sicht der Ökonomie:
Können Ökobilanzen zur Steigerung von Effizienz, zur Behebung von Marktversagen,
zur Verbesserung der Allokation oder zur Sicherung der ökologischen
Kapitalerhaltung im Sinne der Nachhaltigkeit beitragen
Lassen sich konzeptionelle Elemente von Ökobilanzen – Zieldefinition, Systemgrenzen,
Sachbilanz, Wirkungsanalyse, Gewichtung – in der umweltökonomischen
Analyse, resp. den umweltökonomisch inspirierten umwelt- und wirtschaftspolitischen
Instrumenten verorten
2.4.3 Betriebswirtschaftliche Betrachtungsebene
Während Konsumenten durch ihr Verhalten und der Staat durch seine Regeln die
Ökologie der Zivilisation steuern, prägen Unternehmen durch ihre Gestaltung von Wertschöpfungsketten
massgeblich die Technosphäre und steuern damit die ökologische
Rückbetroffenheit der Gesellschaft, resp. des ökonomischen Systems vor. Sie sind insbesondere
auch Träger technischer Problemlösungskapazität, um diese Rückbetroffenheit
zu reduzieren. Deshalb besteht ein Schwerpunkt unserer Untersuchung darin, die
Bedeutung der Ökobilanzierung für die Herstellung ökologischer Rationalität in der
Unternehmung - als dem zentralen ökonomischen Akteur – zu bestimmen.

24 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Betriebswirtschaftlich lässt sich ökologische Rationalität als Herstellung der betriebswirtschaftlich
relevanten Rückbetroffenheit durch ökologische Sachverhalte
beschreiben. Die betriebswirtschaftliche Relevanz ist dann gegeben, wenn die Lebensfähigkeit
der Unternehmung betroffen ist.
Unter Lebensfähigkeit 41 sei hier verstanden, dass die Unternehmung die zentralen
Parameter Liquidität (Einnahmen/Ausgaben), Gewinn (Aufwand/Ertrag), strategische
Erfolgspositionen (Marktanteil/Kostensenkungspotential sowie Anwenderprobleme/
Technologien zu deren Befriedigung) und gesellschaftliche Legitimität so unter Kontrolle
hat, dass die Existenz der Organisation kurz-, mittel und langfristig gewährleistet wird.
41
Wir orientieren unsere Definition der Lebensfähigkeit der Unternehmung an Malik, F.: Strategische
Unternehmungsführung als Steuerung eines komplexen Systems, in: Management Forum, Band 5,
Wien, 1985, S. 135 – 154 sowie Gälweiler, A.: Die strategische Führung der Unternehmung,
Management Zentrum St. Gallen, ohne Jahrgang, S. 2 - 25.

Kapitel 2: Zielsetzung und forschungsleitende Fragen 25
Abbildung 2.6: Voraussetzungen der Lebensfähigkeit von Unternehmen
Die Darstellung zeigt zentrale Steuerungsgrössen und Orientierungsgrundlagen zur nachhaltigen
Sicherung der Lebensfähigkeit einer Unternehmung. Ökologisches Lernen 42 auf betriebswirtschaftlicher
Ebene ist darauf gerichtet, ökologische Rückbetroffenheit derart zu erzeugen, dass diese Steuerungsgrössen
positiv beeinflusst werden können. 43
Die betriebswirtschaftlich relevante Rückbetroffenheit wird häufig auch als ökologische
Betroffenheit der Unternehmung bezeichnet. 44 Hier gilt es zu unterscheiden zwischen
einer direkten ökologischen Betroffenheit im naturwissenschaftlichen Sinne und einer
kulturell erzeugten gesellschaftlichen und damit indirekten ökologischen Betroffenheit
der Unternehmung.
Direkte Betroffenheit ist dann gegeben, wenn die Lebensfähigkeit der Unternehmung
infolge naturwissenschaftlich fassbarer Sachverhalte beeinträchtigt wird, zum Beispiel
einer Verknappung von Rohstoffen, einer mangelnden technischen Qualität von
Materialien oder unerwünschter chemischer Reaktionen als Ursache eines Unfalls.
42
Zum Begriff der ökologischen Lernprozesse in Unternehmen Dyllick, Th. (Hrsg.): Ökologische
Lernprozesse in Unternehmen, Paul Haupt, Bern, 1991, Finger, M., Bürgin, S., Haldimann, U.: Der
umweltbezogene organisationale Lernprozess, in: Umweltwirtschaftsforum, Heidelberg, 3/96, S. 21 -
28, 1996, Pfriem, R., Schwarzer, Ch.: Ökologiebezogenes organisationales Lernen, in: Umweltwirtschaftsforum,
Heidelberg, 3/96, S. 10 -16, 1996, Kreikebaum, H.: Die Organisation ökologischer
Lernprozesse in Unternehmen, in: Umweltwirtschaftsforum, Heidelberg, 3/96, S. 4 - 9, 1996.
43
Darstellung aus Malik, 1985, S. 143
44
Siehe Stellmann, 1997 oder Tarara, J.: Ökologieorientierte Informationsinstrumente in Unternehmen,
Wiesbaden, 1997, S. 27 oder Dyllick, Th.: Ökologisch bewusste Unternehmungsführung, in: Die
Unternehmung, Nr. 6, 1992, S. 402.

26 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Indirekte Betroffenheit entsteht hingegen aufgrund gesellschaftlicher ökologischer
Kommunikation und ist im jeweiligen Code eines Funktionssystems greifbar, beispielsweise
in Form von umweltrechtlichen Anforderungen wie Verboten und Geboten oder in
Form administrierter Preise wie Abfallgebühren oder Abgaben auf Schadstoffen. Über
den Markt können beispielsweise ökologisch motivierte Kundenwünsche oder ethische
Ansprüche von Mitarbeitenden die Unternehmung betreffen.
Diese indirekten Einflüsse müssen nicht zwingend tatsächlich naturwissenschaftlich
fundierten Sachverhalten entspringen. Vielmehr stellen sie –in Analogie zu unserem
Verständnis von Umweltproblemen -soziale Konstrukte dar und können sich sehr wohl,
zumindest für eine gewisse Zeit, losgelöst von wissenschaftlichen Erkenntnissen
entfalten 45 . Für die Unternehmungsführung sind sie dennoch real und können die
Lebensfähigkeit in relevantem Ausmass negativ wie auch positiv beeinflussen. Häufig
spricht man dabei in Anlehnung an Meffert von ökologischen push und pull Faktoren 46 .
Vor diesem Hintergrund wurde die ökologische Betroffenheit, resp. das Management
dieser Betroffenheit in der Betriebswirtschaftslehre schon in den 70er Jahren vereinzelt
thematisiert 47 und führte Ende der 80er, resp. anfangs der 90er Jahre zur Entwicklung
einer spezialisierten Teildisziplin der Betriebswirtschaftslehre. 48 Heute hat sich dafür der
Begriff des betrieblichen Umweltmanagements (technisch im Sinne von Systemen und
Prozessen), resp. der ökologisch bewussten Unternehmungsführung (inhaltlich im
Sinne von Vision, Strategie, etc.) etabliert.
45
Siehe Preisendörfer, P., Franzen, A.,: Der schöne Schein des Umweltbewusstseins: Zu den Ursachen
und Konsequenzen von Umwelteinstellungen der Bevölkerung, in: Diekmann, A., Jaeger, C.C.:
Umweltsoziologie, Kölner Zeitschrift für Soziologie und Sozialpsychologie, 1996, S. 219 –244 oder
Diekmann, A., Preisendörfer, P.: Persönliches Umweltverhalten. Diskrepanz zwischen Anspruch und
Wirklichkeit, Kölner Zeitschrift für Soziologie und Sozialpsychologie, Nr. 44, 1992, S. 226 – 251.
46
Meffert, H., Kirchgeorg, M.: Marktorientiertes Umweltmanagement. Grundlagen und Fallstudien,
Stuttgart, 1993, S. 107.
47
Siehe Ullmann, 1975 oder Strebel, H.: Umwelt und Betriebswirtschaft, Berlin, 1980.
48
Die Vielfalt der Begriffe sei nachfolgend anhand häufig zitierter Autoren illustriert: Ökologische
Betriebswirtschaftslehre in Strebel, 1980, Betriebsökologie in Winter, G.: Das umweltbewusste Unternehmen,
München, 1987, Seidel, E., Menn, H.: Ökologisch orientierte Betriebswirtschaft, Stuttgart,
1988, Steger, U. (Hrsg.): Umweltmanagement, Wiesbaden, 1988, Schreiner, M.: Umweltmanagement
in 22 Lektionen, Wiesbaden, 1988, Dyllick, Th.: Ökologisch bewusstes Management, Die Orientierung,
Schweizerische Volksbank, Bern, 1990, Hopfenbeck, W.: Umweltorientiertes Management und Marketing,
Landsberg, 1990, Ökologisch bewusste Unternehmungsführung, Dyllick, 1992, Wicke, L., et. al.:
Betriebliche Umweltökonomie –Eine praxisorientierte Einführung, München, 1992, Schulz, W., Schulz,
E.: Ökomanagement, München, 1994, Stahlmann, V.: Umweltverantwortliche Unternehmungsführung,
München, 1994.

Kapitel 2: Zielsetzung und forschungsleitende Fragen 27
Abbildung 2.7: Die Ökologische Betroffenheit der Unternehmung
Die Darstellung illustriert die Entstehung ökologischer Betroffenheit anhand von Zwängen (push) und
Anreizen (pull). Auslösendes Moment sind Veränderungen in Markt und Gesellschaft. Diese sind für
ökologisches Lernen auf betriebswirtschaftlicher Ebene häufig bedeutsamer als direkte ökologische
Einflüsse. 49
Wir leiten aus diesen Überlegungen unsere Fragen zur Rolle der Ökobilanzierung zur
Herstellung ökologischer Rationalität auf betrieblicher Ebene wie folgt ab:
Forschungsleitende Fragen aus Sicht der Betriebswirtschaft
Können Ökobilanzen theoretisch zur Steigerung der Problemlösungsfähigkeit, resp.
der Lebensfähigkeit der Unternehmung beitragen
Lassen sich konzeptionelle Elemente der Ökobilanzierung in der Ausgestaltung von
Umweltmanagementsystemen, resp. betrieblichen Umweltinformationssystemen
49
Darstellung aus Stellmann, 1997, S. 90.

28 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
wiederfinden Wie sind sie in der Organisation verankert Können ursächliche
Faktoren für diese Diffusion identifiziert werden
2.5 Ökologische Rationalität als Mass der Bestandesaufnahme
Das Ziel dieses Kapitels war es, das systemtheoretische Grundverständnis offen zu
legen, aus dem heraus unsere Bestandesaufnahme vorgenommen werden soll. Es ging
darum, einen Orientierungsrahmen für die abschliessend vorzunehmende Beurteilung
des Entwicklungsstandes des Projekts Ökobilanz zu schaffen. Und es sollte deutlich
gemacht werden, warum der Ansatz der konstruktivistischen Systemtheorie einen
geeigneten methodischen Zugang für unsere Standortbestimmung darstellt.
Dabei galt es drei zentrale Fragen zu beantworten:
1. Was bedeuten zentrale Begrifflichkeiten unserer Thematik wie Umwelt, Natur,
Ökologie und Umweltproblem
2. Was ist unter ökologischer Rationalität in den uns interessierenden Kontexten –
Gesellschaft, Wirtschaft und Unternehmung - zu verstehen
3. Wie kann die der nachfolgend aufgezeichnete Stand der Ökobilanzierung beurteilt
werden
Wir wenden uns zunächst den historischen Wurzeln der Ökobilanzbewegung zu,
zeichnen dann ein differenziertes Bild des heutigen Standes der Methodik und
beleuchten die Institutionalisierung der Ökobilanzforschung. Nach der empirischen
Analyse werden wir schliesslich versuchen, auf die formulierten forschungsleitenden
Fragen pointierte Antworten zu geben.

Kapitel 3: Phase der Vorläufer und Pioniere 29
3 Phase der Vorläufer und Pioniere
Die Pionierphase der Ökobilanzierung haben wir bereits in der Einleitung in den frühen
70er Jahren verortet. Offenbar unter dem Eindruck der aufkommenden Umweltbewegung
und der einsetzenden politischen Diskussion über die Grenzen des Wachstums
entstanden erste Studien, die darauf abzielten, eine umfassende Erfassung und
Beurteilung der Umweltbelastung von Unternehmen und Produkten vorzunehmen. Entsprechende
Themen waren die Belastung der Luft, Abwässer, Abfälle und im Hinblick
auf eine drohende Verknappung insbesondere der Rohstoff- und Energieverbrauch.
Ein Inserat der FIAT aus dem Time Magazine im Jahre 1974 illustriert diesen Zeitgeist
mit dem Slogan: „We can no longer measure the cost of the automobile in terms of
money alone“. Präsentiert wird dazu eine vergleichende Materialbilanz zweier Fahrzeugtypen.
Abbildung 3.1: Vorläufer einer Produktökobilanz – Werbung von FIAT 1974
Die Idee der Bilanzierung von Materialien wurde bereits zu Beginn der 70er Jahre in der Werbung aufgegriffen.
In diesem Inserat des Automobilherstellers FIAT werden zwei Modelle bezüglich ihres Rohstoffverbrauchs
sowie ihrer Brennstoffeffizienz verglichen. Im Vergleich zur heutigen Ökobilanzierung fehlen
Emissionen sowie eine umfassende Lebenszyklusbetrachtung. 50
Wie die 1975 publizierte Übersicht von Ullmann 51 deutlich macht, bestanden zu der Zeit
bereits eine Vielzahl von Ansätzen, die auf eine Erfassung der Umweltbelastung
abzielten und als Vorläufer heutiger Ökobilanzen betrachtet werden können: Material-,
50
Darstellung aus Ullmann, 1975, S. 251.
51
Ullmann, 1975, S. 226 – 269.

30 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Stoff- und Energiebilanzen von Betrieben und Produkten, Material- und
Energieflussdiagramme und Sozialbilanzen mit Angaben zu Umweltbelastungen
und/oder sozialen Kosten. Allen diesen Konzepten gemein war das Abstellen auf die
Bilanzierung von Stoff- und Energieflüssen.
3.1 Ansätze zur Bilanzierung von Stoff- und Energieflüssen
Zur Erfassung des Rohstoffbedarfs und der Emissionen wurden technische Stoffflussanalysen
sowie ökonomische Input-Output-Bilanzen Ende der 60er Jahre aufgegriffen:
Es wurde damals nach Konzepten gesucht, um die „Endlichkeit der Erde in Verbindung
mit dem Satz von der Erhaltung von Masse und Energie 52 “ in ökonomische Betrachtungen
einzubeziehen.
Dabei waren die Pionier-Arbeiten der ökologischen Ökonomie prägend -beispielsweise
Georgescu-Roegens The Entropy Law and the Economic Process 53 oder Odums
Environment, Power and Society 54 . Man erkannte Energie- und Stoffflussanalysen
sowie die ökonomische Input-Output-Analyse als grundlegende Informationstechniken
für den Umweltschutz.
Für die Umsetzung dieser Datengewinnungs-Methoden unter Umweltschutz-
Gesichtspunkten wurden die im Arbeitskreis Resources for the Future zusammengeschlossenen
Forscher Ayres, Kneese, Bower, Basta und Russel bekannt. 55 Sie
erstellten detaillierte Stoff- Energie- und Materiaflussanalysen für Unternehmen und
ganze Regionen und entwickelten dazu eine dreistufige Methodik:
1. Erstellung einer Materialbilanz
2. Rekonstruktion der stofflichen Transformation der Material-Inputs in Outputs mittels
Stoffflussanalyse und deren Darstellung anhand eines Flussdiagrams
3. Konsolidierung der Daten in eine prozessbasierte Input-Output-Bilanz
3.1.1 Stoffflussanalyse
Die grundlegende Methodik der Stoffflussanalyse wurde jedoch schon lange vor der
Frage nach der Umweltbelastung in verschiedenen Bereichen eingesetzt: In der
Verfahrenstechnik, der Materialwirtschaft, der Ökonomie und der Ökologie stellten
Stoffflusanalysen und Input-Output-Bilanzen gängige Instrumente dar. 56
52
Ullmann, 1975, S. 174.
53
Georgescu-Roegen, N.:The Entropy Law and the Economic Process, Cambridge MA; Harvard
University Press, 1971.
54
Odum, H.T.:Environment, Power and Society, New York, 1971.
55
Ayres, R.U.: On the Life Cycle Metapher: where ecology and economics diverge, Center for the
Management of Environmental Resources, Nr. 2002/119, INSEAD, Fontainebleau, 2002, S. 2.
56
Siehe Hofmeister, S.: Landschaftsentwicklung und Umweltforschung; Schriftenreihe des Fachbereichs
Landschaftsentwicklung der TU Berlin, Nr. 58, Berlin, 1989, S. 14.

Kapitel 3: Phase der Vorläufer und Pioniere 31
Grundlage der Stoff- und Energiebilanzierung bildet die aus dem ersten Hauptsatz der
Thermodynamik abgeleitete Erhaltung von Masse und Energie. Demnach muss die
Massen-, resp. Energiebilanz eines Systems immer ausgeglichen sein. Stoffflussanalysen
können auf der Ebene ausgewählter chemischer Elemente (zum Beispiel für
Kohlenstoff) oder für Substanzen, Materialien, Halbfabrikate und/oder Produkte erstellt
werden.
Die Beachtung dieses Sachverhalts ist beispielsweise in der Verfahrenstechnik zur
Planung und Steuerung von Prozessen von Bedeutung. Auch die Ökologie bedient sich
der Darstellung von Stoff- und Energieflüssen um die Wechselwirkungen zwischen
Lebewesen oder ganzen Ökosystemen zu erfassen.
3.1.2 Input-Output-Bilanz
Während die Stoffflussanalyse eine Definition der zu betrachtenden Prozesse und
deren Zusammenwirken erfasst und anhand eines Flussdiagramms veranschaulicht,
werden die Resultate bezogen auf eine Periode oder eine Einheit des produzierten
Gutes in Form einer Input-Output-Tabelle dargestellt. Im Idealfall kann im Rahmen der
Stoffflussanalyse ein vollkommen mathematisches Modell aller Ströme abgebildet
werden und die Input-Output-Bilanz wäre dann bezüglich Masse und Energie vollständig
ausgeglichen. Ein entsprechendes Stoffflussmodell könnte dann für
Simulationen verwendet werden.
In der Praxis sind jedoch nur selten vollständige Massen- oder Energiebilanzen verfügbar,
da eine präzise Ermittlung aller Stoffflüsse letztlich an Grenzen von Kosten und
Messbarkeit stösst. Man konzentriert sich auf das technisch, ökonomisch oder ökologisch
Relevante und behandelt die einzelnen Prozesse selbst jeweils als black boxes,
indem für jeden Prozess lediglich eine Input-Output-Tabelle aufgestellt wird, ohne dass
der innere Zusammenhang (beispielsweise eine chemische Reaktion) modelliert würde.
Unter Umweltgesichtspunkten zeigt die Input-Output-Bilanz alle relevanten Rohstoffentnahmen
aus der Natur und alle stofflichen Einträge in die Natur.
Eine andere Technik zur Datengewinnung, der ebenfalls das Denken in Inputs und
Outputs zugrunde liegt, stellt die ökonomische Input-Ouput-Analyse dar. Sie bestand
ebenfalls schon lange vor ihrem Einsatz zur Ermittlung der Umweltaspekte.

32 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Abbildung 3.2: Kombinierte Darstellung von Stofffluss und Input-Output-Tabelle 57
3.1.3 Ökonomische Input-Output-Bilanz
Die Idee der ausgeglichenen Input-Output-Bilanzen hat auch in der Ökonomie und
Betriebswirtschaft ihre Entsprechung: mittels Kostenrechnung und Buchhaltung werden
monetär die Austauschbeziehungen zwischen Prozessen und Organisationen
beschrieben. An die Stelle von Masse und Energie tritt das Geld und in der Doppelten
Buchhaltung finden wir wiederum ein geschlossenes System vor, in dem sich Inputs
und Outputs ausgleichen.
Mit den Arbeiten von Leontief wurde das Denken in Inputs und Outputs für die volkswirtschaftliche
Statistik erschlossen: er hat 1936 erstmals eine ökonomische Input-
Output-Tabelle für die Volkswirtschaft der USA (für das Jahr 1919) erstellt. Darin
werden die in Geldeinheiten (sprich Preisen) erfassten Ströme von Gütern zwischen
den wirtschaftlichen Sektoren genutzt, um die Produktionsstruktur der Volkswirtschaft
und die Vernetzung der Branchen zu erfassen. Anhand der ökonomischen Input-
57
Stevens, M., et.al: Umweltberichterstattung und Umwelterklärung nach der EG-Öko-Audit-Verordnung,
Springer, 1997, S. 29.

Kapitel 3: Phase der Vorläufer und Pioniere 33
Output-Analyse kann auch ersehen werden, welche Vorleistungen in ein bestimmtes
Produkt einfliessen. Für seine Arbeiten zur ökonomischen Input-Output-Analyse erhielt
Leontief den Nobelpreis.
In seinem Aufsatz Environmental Repercussions and the Economic Structure – An
Input-Output-Approach 58 empfahl Leontief die ökonomische Input-Output-Analyse zur
Erstellung von Stoffbilanzen. Dies wird möglich, wenn man die Geldströme durch
Preisvektoren (Preise aller Güter) teilt und damit die Massenströme aufdeckt.
Allerdings erfassen diese Berechnungen nur Stoffe und Materialien, die einen Preis
aufweisen –also Rohstoffe und einer bezahlten Entsorgung zugeführte Massenströme.
Emissionen in Luft, Wasser oder Boden bleiben dabei unberücksichtigt. Desweiteren
gilt zu bedenken, dass das Auflösungsvermögen der volkswirtschaftlichen Statistik nicht
sehr hoch ist: gängige Modelle unterscheiden auch heute zwischen lediglich 60
Branchen 59 und im besten Falle einigen Hundert Produktkategorien. 60 Eine Kategorie
„Büromaschinen“ oder „Geräte zur Halbleiterfabrikation“ kann dann stofflich sehr unterschiedliche
Dinge enthalten.
Der Fortschritt bestand jedoch darin, dass neben den einzelnen Vorprodukten und
Materialien auch der kumulierte Energie-, resp. Masse-Aufwand für ein Produkt ermittelt
und somit zumindest der ökonomisch fassbare Teil eines materiellen Produktlebenszyklus
abgebildet werden konnte.
3.1.4 Der Einbezug des ökologischen Produktlebenszyklus
Die Verbindung zwischen Konzepten der Input-Output-Bilanzierung von Unternehmen,
resp. der Stoffflussanalyse mit dem Konzept des ökologischen Produktlebenszyklus war
für die Ökobilanzierung prägend:
Man übertrug das Bild des Entstehens und Vergehens aus der Biologie auf die
Ökonomie 61 und löste die bislang punktuelle –auf Produktion oder Gebrauch eines
Produktes gerichtete –Betrachtungsweise durch ein ganzheitliches Systemverständnis
ab: Der ökologische Produktlebenszyklus umfasst idealtypisch die Phasen
Rohstoffgewinnung, Herstellung, Verwendung und Entsorgung/Recycling eines
Produktes, die jeweils zwischen den einzelnen Schritten anfallenden Transporte
eingeschlossen. Die Ressourcen-Inputs und die Emissions-Outputs werden pro
betrachteten Prozess getrennt erhoben und schliesslich für das gesamte Produkt
addiert.
Eine Orientierung am gesamten Lebenszyklus erweist sich in verschiedener Hinsicht als
vorteilhafte Perspektive: Sie bietet den Zugang zum Verständnis, wo die wichtigsten
58
Leontieff, W.: Environmental Repercussions and the Economic Structure –An Input-Output-Approach,
in: Review of Economics and Statistics, Vo. 52, 1970, S. 262 – 271.
59
Zum Beispiel die Input-Output-Tabelle des deutschen Statistischen Bundesamts: 58 Sektoren.
60
Zum Beispiel die Input-Output-Tabelle für Japan mit 400 Sektoren.
61
Ayres, 2002, S. 2.

34 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Stoffumsätze zu verorten sind und damit auch, was, resp. wer diese beeinflussen kann.
Zudem erfordert das Denken in Produktlebenswegen eine profunde Auseinandersetzung
mit dem zu untersuchenden System und erweitert damit die
Wissensbasis.
Abbildung 3.3: Ökologischer Produktlebenszyklus
Durch den Einsatz von Stoffflussanalysen für ganze Lebenswege wurden die
auftretenden Emissionen greifbar, was bislang mit der bereits verfügbaren
Datengewinnungs-Methodik der ökonomischen Input-Output-Analyse infolge fehlender
Preise nicht wahrgenommen werden konnte. 62 Allerdings ist die Stoffflussanalyse
entlang ganzer Lebenswege in der Praxis aufwendig, weshalb häufig nur die zentralen
Prozesse in situ erhoben und die fehlenden Daten aus anderen verfügbaren Studien
übernommen werden – beispielsweise aus anderen Stoffflussanalysen oder aus
Prozessspezifikationen bestimmter Technologien.
3.1.5 Hybride Input-Output-Bilanz für Lebenszyklusanalysen
Später ging man dazu über, die technische Stoffflussanalyse von Produktlebenszyklen
mit der ökonomischen Input-Output-Analyse zu kombinieren. Dazu werden die –
spezifisch für einen Prozess erhobenen oder aus der Literatur übernommenen Stoffflussdaten
mit den erheblich ungenaueren, jedoch bezüglich Lebensweg
vollständigeren Daten der ökonomischen Input-Output-Analyse kombiniert (Kumulierter
Materialbedarf, Kumulierter Energiebedarf, ggf. kostenpflichtige Entsorgungsleistungen).
Die kumulierten Material- und Energiedaten können dann mittels
Emissionsfaktoren aus der Literatur für eine Abschätzung der Emissionen aus den in
der Stoffflussanalyse nicht erfassten Prozessschritten verwendet werden. 63
3.1.6 REPA – die erste lebenszyklusbasierte Produktökobilanz
Der Einbezug des ökologischen Produktlebensweges zur Beurteilung der Umweltaspekte
wurde erstmals im Rahmen eines Vergleichs verschiedener Verpackungsvarianten
umgesetzt: Hunt, Welch und Franklin des Midwest Research Institute hatten
1969 im Auftrag der Coca Cola Company eine entsprechende Methodik entwickelt, die
sie Resource and Environmental Profile Analysis REPA nannten. Eine nach derselben
62
Siehe beispielsweise Levitt, Th.: Exploit the product life cycle, Harvard Business Review, 1965 oder
Polli, R., Cook, V.: Validity of the product life cycle, Journal of Business, 42, 1969, S. 385 - 395.
63
Siehe Nansai, K., Moriguchi, Y., Tohno, S.: Embodied Energy and Emission Intensity Data for Japan
Using Input-Ouput Tables – Inventory Data vor LCA, Center for Global Environmental Research,
National Institute for Environmental Studies, Tsukuba, 2002.

Kapitel 3: Phase der Vorläufer und Pioniere 35
Methodik durchgeführte und 1974 im Auftrag der amerikanischen Umweltbehörde EPA
publizierte Studie wird heute in der Literatur als erste Publikation zur Produktökobilanzierung
zitiert. Weitere lebenszyklusorientierte Vorschläge von Bedeutung
waren das Product Environmental Impact Statement von McKinsey 64 und eine Studie
des Batelle Institut Frankfurt am Main zum Ökologischen Nutzwert von Verpackungen 65 .
3.1.7 Integration von Produkt- und Unternehmungsperspektive
Zu dieser Zeit ebenfalls schon angedacht war eine Integration des ökologischen
Produktlebenzyklus in Betriebsökobilanzen: 1972 entwickelte Elliot-Jones im Kontext
der Sozialbilanzierung von Unternehmen den Vorschlag, die betrieblichen Materialflüsse
um die bei der Verwendung als auch bei der Entsorgung eines Produktes
anfallenden Inputs und Outputs zu ergänzen 66 .Damit sollte eine ganzheitliche Basis für
unternehmerische Entscheide bereitgestellt werden, die Problemverschiebungen von
einer Stufe des Lebenszyklus zur nächsten ausschliesst und dem Umstand Rechnung
trägt, dass Unternehmen über die Produktentwicklung die Umweltbelastung der nachgelagerten
Stufen massgeblich steuern können.
Heute ist der Einbezug des gesamten ökologischen Produktlebensyzklus in Produktökobilanzen
ein konstituierendes und damit zwingendes Merkmal der Methodik. Eine –
im Sinne von Elliot-Jones angedachte -erweiterte Betriebsökobilanzierung wird zwar
vereinzelt und in verschiedenen Formen praktiziert, hat sich jedoch (noch) nicht als
zwingendes Erfordernis durchgesetzt.
64
Zitiert in Hertz, D.B.: Checkliste für umweltfreundliche Produkte, in Absatzwirtschaft, 5, S. 42 –48,
1973.
65
Batelle Institut: Abbaubare Kunststoffe und Müllprobleme, Beiträge zur Umweltgestaltung, Heft A23,
Berlin, 1973.
66
Elliot-Jones, M.F.: Matrix Methods in Corporate Social Accounting, in: Dierkes, M., Bauer, R.A.: Corporate
Social Accounting, New York, 1973.

36 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Abbildung 3.4: Betriebliche Bilanzierung unter Einbezug der Wertschöpfungskette
Die Darstellung zeigt einen Vorschlag zur Strukturierung von Betriebsökobilanzen mit einer um die Wertschöpfungskette
ergänzten Systemgrenze im Sinne von Elliot-Jones. Der Vorschlag entstammt einer
Publikation von Braunschweig/Müller-Wenk 1991 und ist in der Schweiz als ein Element der sogenannten
ÖBU Methodik bekannt. 67
3.2 Ansätze zur Beurteilung von Stoffbilanzen
Der Übergang von reinen Stoff-, Energie- und Materialbilanzen zur Ökobilanz besteht
gemäss unserer Definition im Einsatz von Methoden zur Beurteilung der vielfältigen
Inputs und Outputs. Die Frage, wie sehr verschiedenartige Umweltaspekte miteinander
vergleichbar und beurteilbar gemacht werden können, war aus der Einführung von
Environmental Impact Assessments (Umweltverträglichkeitsprüfungen) für die
Beurteilung von Grossprojekten in den USA bereits bekannt. Unabhängig vom
Untersuchungsgegenstand (Projekt, Produkt, Betrieb, etc.) stand man vor der
Herausforderung, sehr komplexe Entscheidungssituationen bei unzureichender
Information nachvollziehbar zu strukturieren und die verfügbaren Daten einer
ganzheitlichen Beurteilung zuzuführen.
Unter den Lösungsvorschlägen gab es einerseits subjektive Verfahren, welche eine
qualitative Beurteilung der erfassten Input-Output-Bilanzen beinhalteten oder aber in
Analogie zur Nutzwertanalyse eine quantitative Gesamtaggregation auf der Basis
willkürlich definierter Gewichtungsfaktoren vornahmen. Diese Methoden wurden aus
anderen Bereichen, beispielsweise der betriebswirtschaftlichen Entscheidungsmethodik,
übernommen.
Neu und damit ebenfalls für die Entstehung einer Wissenschaft Ökobilanzierung
konstituierend, waren hingegen diverse Methodenvorschläge, die darauf abzielten, das
subjektive Moment durch Einführung naturwissenschaftlich, umweltökonomisch oder
politisch legitimierter Bewertungsmassstäbe auszuschalten. Die Bestimmung des
relativen Gewichts einzelner Umweltkritieren sollte in diesen Methoden anhand eines
67
Eigene Darstellung in Anlehnung an Braunschweig, A., Müller-Wenk, R.: Ökobilanzen für Unternehmungen,
Eine Wegleitung für die Praxis, Haupt, Bern, 1993, S. 30.

Kapitel 3: Phase der Vorläufer und Pioniere 37
logisch begründbaren, konsistenten – und im Idealfall in Form eines Algorithmus
mathematisch fassbaren -Gewichtungsprinzips vorgenommen werden. Die Frage der
Gewichtung sollte sozusagen der Willkür der Laien entzogen und auf ein formales,
möglichst wissenschaftlich abgestütztes Fundament gestellt werden.
Wir betrachten nachfolgend die bekanntesten Konzepte:
3.2.1 Verbal Argumentative Beurteilung (McKinsey)
In dem von Hertz 1973 zitierten Verfahren der Beratungsfirma McKinsey wurden
einzelne Umweltkriterien anhand von Kategorien wie beispielsweise „nicht relevant“ bis
„sehr negativ“ beurteilt. 68 Als Resultat stand dann eine Tabelle mit einer differenzierten
Beurteilung verschiedener Aspekte zur Verfügung, aus der aufgrund des Gesamteindrucks
subjektiv ein Urteil zu bilden war. McKinsey empfahl dieses Verfahren auf die
Betrachtung von Produktlebenswegen zu beziehen.
Heute bezeichnet man dieses Vorgehen in der Ökobilanzierung als verbal-argumentative
Methode oder ABC-Beurteilung 69 . Sie stellt die einfachste Form einer
expliziten und ganzheitlichen Beurteilung von Umweltbelastungen dar und ist in der
Praxis weit verbreitet.
Sie hat den Vorteil, dass die vielfältigen Einschätzungen der Beurteilenden in das
Resultat einfliessen. Auch die Nachvollziehbarkeit der Beurteilung kann – beispielsweise
anhand eines Protokolls der Diskussion -gewährleistet werden. Die Resultate
sind aber in der Regel nicht reproduzierbar. Die Tagesform der Beurteilenden,
gruppendynamische Prozesse oder auch Machtverhältnisse können die Resultate
erheblich beeinflussen.
68
Hertz, 1973, S. 42.
69
Siehe Schaltegger, S., Sturm, A.: Ökologieorientierte Entscheidungen in Unternehmen, Ökologisches
Rechnungswesen statt Ökobilanzierung: Notwendigkeit, Kriterien, Konzepte, Bern, 1994, S. 105 - 110.

38 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Abbildung 3.5: Product Environmental Impact Statement von McKinsey 1973 70
3.2.2 Nutzwertanalyse (Midwest Research Institute)
Ein zweiter Ansatz bestand darin, analog zu einer Nutzwertanalyse, die einzelnen Umweltkriterien
zu gewichten. Man könnte auch von einer Schadwertanalyse sprechen. So
gingen Hunter, Welch und Franklin bei ihrer Resource and Environmental Profile
Analysis REPA vor: Sie beurteilten die zur Diskussion stehenden Verpackungen
anhand von 7Umweltkriterien in einem zweistufigen Verfahren: Zunächst wurde für
jedes einzelne Kriterium ein Index ermittelt, welcher für eine bestimmte Verpackungsvariante
in ihrem jeweiligen relativen Beitrag zur Summe der Beiträge aller
Verpackungen bestand. Dazu addierte man pro Kategorie das Gewicht der Stoffflüsse,
resp. den Energieverbrauch. Man erhielt für jede Kagorie eine Punktzahl, die dem
prozentualen Beitrag des Produktes entsprach. In einem zweiten Schritt wurden diese
kriterienspezifischen Punkte mit Gewichtungsfaktoren für jedes Umweltkriterium multipliziert.
Diese Gewichtungsfaktoren drückten eine willkürlich definierte, relative Priorität
der Umweltkriterien aus. Damit wurde erstmals die Umweltbelastung in einem einzigen,
dimensionslosen Indikator „Punkte“ ausgedrückt.
70
Eigene Darstellung in Anlehnung an Hertz, 1973, S. 42.

Kapitel 3: Phase der Vorläufer und Pioniere 39
Dieses Verfahren unterscheidet sich von der verbal-argumentativen Beurteilung eigentlich
nur darin, dass die subjektiven Gewichtungsfaktoren numerisch ausgedrückt
werden. Man muss sich also zunächst darauf einigen und kann dafür die Berechnung
reproduzieren, was bei der rein verbal-argumentativen Methode nicht möglich ist. Damit
wird der Fokus der Beurteilenden vom konkreten Untersuchungsgegenstand auf die
Frage grundsätzlicher Prioritäten verlagert. Die Wertfrage muss unabhängig von den
Resultaten der Input-Output-Bilanz beantwortet werden. Nicht mehr die Emission Xim
Prozess Ywird als wichtig oder irrelevant eingestuft, sondern die generelle Bedeutung
der Luftbelastung gegenüber anderen Umweltbelastungen muss vor der Berechnung
der Resultate beurteilt werden.
Auch die nachfolgend beschriebenen Ansätze leisten eine solche Entkopplung der
Beurteilung: bei ihnen ersetzen jedoch - zumindest vom Anspruch her - formale,
intersubjektiv nachvollziehbare Modelle die subjektiven Werturteile.
3.2.3 Soziale (Vermeidungs-) Kosten (Abt Associates)
Einen Vorläufer einer umweltökonomischen Beurteilung von Input-Output-Bilanzen stellt
das Social Balance Sheet der Beratungsfirma Abt Associates 1971 dar: Es beinhaltet
eine (sehr partielle) Berechnung sozialer Kosten und Nutzen (Externalitäten). So wird
beispielsweise der Papierverbrauch des Unternehmens mittels Emissions-Vermeidungskosten
bewertet: die Menge Papier wird mit den abgeschätzten Abwasserreinigungskosten
der Papierherstellung multipliziert. Dieses Vorgehen war - wie
Ullmann berichtet -arg umstritten, zumal offizielle Schätzungen der sozialen Kosten -
zum Beispiel im Rahmen der volkswirtschaftlichen Gesamtrechnung -nicht vorlagen 71
und eine monetäre Aufrechnung sozialer Nutzen und Kosten als unethisch kritisiert
wurde.
3.2.4 Lebenswegkosten (Batelle Institute)
Ein ähnliches Verfahren wählte das Batelle Institut Frankfurt am Main in ihrer 1974
publizierten Analyse des Ökologischen Nutzwertes von Verpackungen. Neben der
Erfassung von Rohmaterialien, Energiebedarf, Emissionen und Abfall wurden auch die
Gesamtkosten einschliesslich Abfallentsorgung und Abwasserreinigung als Indikator
ausgewiesen. Die Gesamtkosten enthielten damit auch eine soziale Komponente, da
die Abfallentsorgung und Abwasserreinigung durch die öffentliche Hand getragen
wurde.
Beide Verfahren brachten durch den Einbezug sozialer Kosten zum Ausdruck, dass
Umweltbelastungen monetär beurteilt werden können. Natürlich waren diese Ansätze
71
Siehe die Kritik bei: Ullmann, 1975, S. 266 oder Braun, F.: Rechenschaftslegung zur Umweltbelastung
und zum Umweltschutz von Industrieunternehmen, Beiträge zur Umweltgestaltung, A36, Berlin, 1974,
S. 58.

40 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
rudimentär und erfassten nur einzelne Inputs, resp. Outputs. Sie können jedoch als
Vorläufer der umweltökonomisch inspirierten Ökobilanzmethoden späterer Jahre gelten.
3.2.5 Entropieansätze
In eine ganz andere Richtung zielten die Vorschläge, einen Massstab zur Beurteilung
der Umweltbelastung direkt aus der Natur, resp. den Naturwissenschaften abzuleiten.
Eine erste Generation solcher Vorschläge stammen von den Begründern der Ökologischen
Ökonomie (Georgescu-Roegen, Odum, Daly, Constanza, etc.) und werden
unter dem Begriff Entropieansätze zusammengefasst. 72 Sie alle verfolgen das Ziel,
Entropie 73 als ökologischen Massstab heranzuziehen, ja mitunter die Wertlehre der
Ökonomie auf dieses Fundament zu stellen, wie es schon der Chemiker und Nobelpreisträger
Frederick Soddy in Cartesian Economics 74 um 1922 forderte. 75
Ausgangspunkt dieser Ansätze bilden zwei physikalische Grundannahmen:
Einerseits führen wirtschaftliche Prozesse zur Verteilung von Stoffen im Raum, wodurch
einerseits die stoffliche Unordnung und somit die Materie-Entropie steigt, andererseits
die Wertigkeit der inneren Energie der dissipierten Stoffe sinkt (dass heisst die Energie-
Entropie nimmt zu). „Mit der Rohstoffzufuhr sinkt die Entropie innerhalb des
ökonomischen Systems. Die Materialabgabe an die Umwelt entspricht einer Entropiezunahme
des Systems Erde. (...) Ökonomische Prozesse sind damit richtungsabhängig,
sie können nicht zirkulär sein.“ 76
Andererseits fliesst dem System Erde durch die von der Sonne ausgehende Strahlung
stetig Energie 77 zu. Dieser negative Entropiezufluss wird entsprechend als zentrale
Grösse einer ökologischen Ökonomie und als eine „ultimative natürliche Knappheit“ 78
erkannt. Im Hinblick auf die Beurteilung von Umweltbelastung „(...) geht (es) also
72
Sie dazu: Schaltegger/Sturm, 1994, S. 95.
73
Entropie (aus dem Griechischen: Transformation) ist eine der zentralen Grössen der Thermodynamik.
Es handelt sich bei ihr um eine Zustandsgrösse eines Systems, die eng mit der Temperatur und der
Wärme zusammenhängt. Die thermodynamische Entropie kann als Grad der Irreversibilität des
Zustands eines physikalischen Systems verstanden werden. Um ein System wieder in denselben
Zustand zu versetzen, muss genau die aufgenommene (abgegebene) Entropie wieder abgegeben
(aufgenommen) werden. Diese Definition wurde 1865 von Rudolf Clausius eingeführt. Aus www.netlexikon.de/Entropie-Physik.html
74
Soddy, F.: Cartesian Economics, London, 1922, zitiert in Ayres, 2002, S. 8.
75
Ayres, 2002, S. 8.
76
Schaltegger/Sturm, 1994, S. 97.
77
Energie (aus dem Griechischen: Werk, Arbeit) steht für die Fähigkeit eines Körpers, Arbeit zu verrichten.
Der Begriff wurde vom schottischen Physiker William John Macquorn Rankine im Jahre 1852
in die Physik eingeführt und ersetzte den bis dahin üblichen Begriff „Kraft“. Energie wird in Joule gemessen.
Aus http://de.wikipedia.org/wiki/Energie.
78
Daly, H.: On Economics als Life Science, Journal of Political Economy, Nr. 76/68, 1968, zitiert in
Schaltegger/Sturm, 1994, S.95

Kapitel 3: Phase der Vorläufer und Pioniere 41
darum, die Ressourceninputs, Transport-, Produktions-, Gebrauchs- und Entsorgungsaufwendungen
energetisch zu berechnen, ebenso die energetischen Aufwendungen
zur Behebung oder Verhinderung von Emissionen“. 79
Rein theoretisch ist es möglich, alle Inputs und Outputs anhand energetischer Grössen
zu charakterisieren und damit einen universalen, naturwissenschaftlichen Umwelt-
Indikator zu erhalten. Dazu wurden verschiedene Energie-Masse vorgeschlagen,
beispielsweise Exergie, freie Enthalpie (Feedstock Energy) oder eMergy:
Exergie 80 entspricht der arbeitsfähigen Energie, dass heisst sie gibt an, wieviel
mechanische Energie maximal unter Beteiligung der Umgebung gewonnen werden
kann, wenn das System ins thermodynamische Gleichgewicht mit der Umgebung
kommt. Der Gegensatz zur Exergie ist die Anergie, die nicht mehr arbeitsfähige
Energie. Exergie + Anergie = Energie.
Die Enthalpie 81 ist ein Maß für die Energie eines Systems. Sie setzt sich additiv aus
zwei Teilen zusammen: der Inneren Energie und der Volumenarbeit. Die Innere Energie
bezeichnet die kinetische Energie der Teilchen des betrachteten Systems, die Energie
der chemischen Bindungen der Teilchen des Systems, etc. Sie nimmt proportional zur
Temperatur des Systems zu; am absoluten Nullpunkt ist sie 0. Die Volumenarbeit ist in
diesem Fall anschaulich die Arbeit, die verrichtet werden musste, um das Volumen und
den Druck zu erzeugen, die das System zum jetzigen Zeitpunkt hat. Will man die
Änderung der Enthalpie eines Systems messen, so misst man in der Regel die
Änderung der Temperatur sowie des Volumens bei konstantem Druck.
Solar eMergy 82 ist eine von Odum im Rahmen seiner Energy Quality Accounting
Scheme vorgeschlagene Grösse. Sie ist definiert als die für die Bereitstellung eines
Produkts oder einer Dienstleistung vorgängig aufgewendete Energie. Im Unterschied
zur Grauen Energie bezieht sie sich jedoch viel weitläufiger nicht allein auf den Energieaufwand
der Prozesse, sondern versucht den gesamten Energieinput seit bestehen der
primitiven Erde aufzurechnen. Dementsprechend umfasst eMergy nicht nur den
Energieinhalt eines Energieträgers -beispielsweise von Kohle –sondern auch die bis
zur Entstehung von Kohle aufgewendete Energie, beispielsweise die zur Photosynthese
der Biomasse als Vorläufer der Kohle genutzte Solarenergie.
All diesen Konzepten gemeinsam ist, dass sie in der Praxis nur schwerlich operationalisierbar
und aufgrund ihres hohen Abstraktionsgrades für viele Menschen nur mit
Mühe verständlich sind.
Einfachere Formen zur Umsetzung derselben Grundidee bestehen in der Summierung
aller aufgewendeter Prozessenergie entlang des Prozessbaumes des zu betrachtenden
79
Ullmann, 1975, S. 251.
80
Aus http://www.net-lexikon.de/Exergie.html.
81
Aus http://de.wikipedia.org/wiki/Enthalpie.
82
Siehe die Kritik bei: Ayres, 2002, S. 4 – 5.

42 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Systems, wie sie im Rahmen sogenannter Energy Analysis 83 vorgenommen wurde.
Diese Grösse nennt man auch Netto-Energiebedarf oder Graue Energie. Zählt man
zudem die in den verarbeiteten Rohstoffen enthaltene innere Energie (Heizwert) hinzu,
so erhält man den Brutto-Energiebedarf.
In der Ökobilanz-Praxis hat die Graue Energie bis heute breitere Anwendung
gefunden. 84 Verschiedene energiebasierte Ansätze werden zudem im Hinblick auf die
ökologische Beurteilung des Rohstoffabbaus noch heute weiterentwickelt, wobei man
sich dabei auf die Frage konzentriert, welche Energie aufgewendet werden muss, um
die Gewinnung von Rohstoffen aus nicht mehr hochangereicherten Lagerstätten zu
bewerkstelligen. Konkret: Welcher Zusatzaufwand an Energie ist nötig, um Kupfer aus
Erzen mit Konzentrationen deutlich unter 2% (heute üblich) zu gewinnen 85
Als universeller Gesamtindikator für Umweltbelastungen hat sich Energie, resp.
Entropie nicht durchsetzen können. Die vorgeschlagenen Grössen werden insbesondere
deshalb kritisiert, weil sie lediglich der Rohstoffknappheit Rechnung tragen. Zwar
werden Emissionen auch energetisch beurteilbar, wenn man den Sanierungs- oder
Vermeidungsaufwand ermittelt. Schäden an Menschen, Tieren und Pflanzen, insbesondere
irreversible Folgen und immaterielle Schäden der Umweltbelastung können
energetisch hingegen nicht angemessen erfasst werden. 86
Die Vorstellung, eine Knappheit aus der Natur als Beurteilungsgrundlage heranzuziehen,
wurde verschiedentlich in anderer Form aufgegriffen. Als mögliche Referenzgrössen
wurden in den 90er Jahren beispielsweise natürliche Stoffkonzentrationen und
-flüsse, die zur Verfügung stehende, nutzbare Landfläche oder die Zeit diskutiert. Wir
betrachten einige dieser Ansätze in Abschnitt 4.3.5.1 etwas genauer.
3.2.6 Die stoffflussbasierte Ökologische Knappheit (Müller-Wenk)
Bereits 1974 prägte Müller-Wenk im Rahmen seines Vorschlags zur Ökologischen
Buchhaltung von Unternehmen den Begriff der Ökologischen Knappheit auf der Basis
ökologisch nachhaltiger Stoffflüsse. 87
83
Siehe Boustead, I., Hancock, G.F.: Handbook of Industrial Energy Analysis, Ellis Horwood Ltd.,
Chichester, 1979.
84
BUWAL: Ökologische Bewertung mit Hilfe der Grauen Energie. Analysieren, Bewerten, Entwerfen,
Überprüfen und Vereinfachen von Ökobilanzen, SRU 307, Bern, 1999.
85
Siehe beispielsweise: UNEP Life Cylce Initiative: Life Cycle Impact Assessment Definition Study, background
document III, Analysis of midpoint categories, November 2003, S. 41ff.
86
Siehe Schaltegger/Sturm, S. 100.
87
Müller-Wenk, R.: Ein Vorschlag aus einzelwirtschaftlicher Sicht zur Realisierung einer umweltkonformen
Wirtschaft, in: Wolff (Hrsg.): Wirtschaftspolitik in der Umweltkrise, Stuttgart, 1974, S. 268 -
286.

Kapitel 3: Phase der Vorläufer und Pioniere 43
Im Zusammenhang mit der Sozialbilanzierung, einem Instrument zur gesellschaftsbezogenen
Rechnungslegung von Unternehmen, 88 welches ebenfalls zu Beginn der
70er Jahre eine gewisse Popularität erreichte, wurden erste Ansätze zur Erfassung
betrieblicher Umweltbelastungen entwickelt. Ausgangspunkt dazu bildete das durch die
Theorie sozialer Kosten, resp. Externalitäten ins Bewusstsein getretene
Auseinanderfallen gesellschaftlicher und einzelwirtschaftlicher Nutzen(-maximierung).
Demnach entwickelte sich der Anspruch, negative wie auch positive gesellschaftliche
Leistungen der Unternehmung greifbar zu machen. 89
Auch Müller-Wenks innovativer Vorschlag der Ökologischen Buchhaltung wurde in
diesem Zusammenhang entwickelt: Als Teilprojekt der an der Universität St. Gallen und
der Eidg. Technischen Hochschule Zürich bearbeiteten NAWU -Studie Neue Analysen
für Wachstum und Umwelt. Das Projekt zielte darauf ab, Steuerungsinstrumente für
eine ökologisch nachhaltige Wirtschaftsweise zu entwickeln 90 .
Wegleitend war dabei nicht nur die Erfassung betrieblicher Umwelteinwirkungen,
sondern vielmehr deren umweltpolitische Steuerung. Auf der Basis von Umweltbilanzen
sollte der Staat den Unternehmen direkt Belastungsrechte zuteilen und deren
Einhaltung kontrollieren können. Die Bemessung dieser Kontingente sollte nicht auf
einzelstofflicher Basis, sondern nach Massgabe der gesamten betrieblichen Umweltbelastung
erfolgen und „das Wachstum der Unternehmen auf einen Bereich (...)
beschränken (..), innerhalb dessen die als zulässig erachteten Umweltbelastungen noch
nicht überschritten sind“ 91 .
Müller-Wenk entwickelte dazu erstmals ein Vorgehen, welches auf eine systematische
Quantifizierung dieser Umweltbelastung abzielte. Dabei wurden die Stoff- und Energieflüsse
des Unternehmens –in seiner Fallstudie konkret der Rocco Konservenfabrik -in
Form eines Input-Output-Kontenrahmens analog zur Buchhaltung erfasst und mittels
sogenannter Aequivalenzkoeffizienten (Gewichtungsfaktoren) zu einer umweltmedienübergreifenden,
künstlichen Masszahl Umweltbelastungs- “Recheneinheiten“ verdichtet.
Die Ökologische Buchhaltung markiert gemäss der gängigen –betriebswirtschaftlichen
- Literatur 92 die Geburtsstunde der (unternehmungsbezogenen) Ökobilanzierung.
Müller-Wenk nannte das Prinzip zur Gewichtung verschiedener Umweltbelastungen
Ökologische Knappheit. Sie „ist für eine bestimmte Einwirkungsart, bzw. das von dieser
betroffene Umweltgut, definiert als eine Funktion des gegenwärtigen Ausmasses der
(...) Einwirkungen (...) innerhalb eines relevanten räumlichen Bereichs sowie des
88
Ein frühes Beispiel findet sich dazu in: Braun, 1974, S. 47 - 53.
89
Siehe Vorwort von Meinolf Dierkes, in: Müller-Wenk, 1978, S. 7.
90
Binswanger, 1978, Vorwort.
91
Müller-Wenk, 1978, Aus dem Text auf der Rückseite des Umschlags.
92
Schaltegger, S., Burrit, R.: Contemporary Environmental Accounting, Greenleaf, Sheffield, 2000, S.
263.

44 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
„kritischen“ (Hervorhebung im Original) Ausmasses dieser Einwirkungen, welche zum
Übergang des entsprechenden Umweltgutes von einem akzeptablen in einen
inakzeptablen Zustand führt.“ 93
Dieser Ansatz stellt also sozusagen das ökologisch nachhaltige und damit schadlose
Belastungsniveau der effektiven Belastungssituation gegenüber und tut dies für alle
relevanten Inputs aus der Natur (Ressourcenknappheit) und Outputs an die Natur
(Aufnahme-/Regenerationsknappheit).
Das Prinzip der „Ökologischen Knappheit“
Kritischer Fluss pro Jahr
Ł Ursprünglich: Diverse Quellen
Ł Heute: Gesetze, Internationale Verträge
Ł Wo keine Flussziele bestehen erfolgt eine Abschätzung
über Umwelt-Qualitätsziele (Grenzwerte)
Ist-Fluss pro Jahr
Ł Statistiken des Bundes (BUWAL, Bundesamt für Statistik)
Ł Abschätzungen aus wissenschaftlichen Studien
Für jede Emission wird ein Aequivalenzkoeffizient ermittelt
Die Differenz zwischen Ziel und aktueller Situation bestimmt die Gewichtung
1 RE
Aequivalenzkoeffizient = -------- x ------ x c
= x RE/gr, cm3, MJ
Abbildung 3.6: Das Konzept der Ökologischen Knappheit 94
Im Gegensatz zu den oben ausgeführten Entropieansätzen wird die Ökologische
Knappheit auf der Basis von zeitlich und regional abgegrenzten Stoffflüssen definiert.
Damit wird das Feld der Ökobilanzierung erheblich ausgeweitet: Denn mit der Frage
nach der Ökologische Knappheit , resp. den Aequivalenzkoeffizienten für jeden
relevanten Stofffluss wird eine Brücke zur naturwissenschaftlichen Erfassung und
Beurteilungen von Ökosystemen geschlagen, die weit über eine physikalisch eindeutig
bestimmbare Referenzgrösse (Energie, Masse, Fläche oder Zeit) hinausgeht. Die
Ermittlung des „inakzeptablen“ Belastungsniveaus für jeden Stofffluss setzt eine
umfangreiche ökologische Datenbasis voraus. Für jeden zu beurteilenden Stofffluss
muss der aktuelle jährliche Fluss bekannt sein oder abgeschätzt werden können. Es
stellt sich zudem die Frage, wann eine Belastungssituation als inakzeptabel zu gelten
hat.
93
Müller-Wenk, 1978, S. 26.
94
Eigene Darstellung in Anlehnung an Siegenthaler, C., et.al.: Development of EcoScarcity Japanese
Version (ESJ), in: Proceedings of the 5 th International Conference on Ecobalance, Tsukuba, 2002, S.
581.

Kapitel 3: Phase der Vorläufer und Pioniere 45
In Müller-Wenks ursprünglichem Konzept wurden diese Kritischen Flüsse auf der Basis
verschiedener Grundlagen hergeleitet, beispielsweise anhand von Statistiken zur
weltweiten Verfügbarkeit von Ressourcen oder verschiedenen Berichten zum Zustand
von Gewässern. Andererseits berechnete er die Aequivalenzkoeffizienten für einzelne
Luftschadstoffe unter Rückgriff auf die „relativ strengen“ ostdeutschen MIK-Werte
(Maximale Immissions-Konzentration). Er schätzte dazu das Luftvolumen der Schweiz
und rechnete aus dem maximal zulässigen Fluss unter Einbezug der Verweildauer,
resp. der Abbaurate der Stoffe auf die maximal zulässige Emission zurück. Damit führte
er einerseits eine politisch legitimierte Beschreibung einer “als zulässig erachteten“
Umweltbelastung in die Beurteilung ein. Anderseits wurde damit die Transmission der
Stoffe erstmals in die Beurteilung einer Input-Output-Bilanz einbezogen.
Neben diesen verschiedenen wissenschaftlich und politisch abgestützten
Datengrundlagen erforderte die Berechnung der Aequivalenzkoeffizienten jedoch auch
pragmatisch-willkürliche Annahmen: So beim Umgang mit nicht-erneuerbaren, resp.
sich in der Umwelt akkumulierenden Schadstoffen oder bei der Auswahl der zur
Berechnung eingesetzten mathematischen Funktion.
Müller-Wenk unterscheidet in seinem ursprünglichen Konzept zwischen der
sogennanten Kumulativknappheit und einer Ratenknappheit. Dient erstere zur
Beschreibung einer sich irreversibel kumulierenden Knappheit, beispielsweise infolge
des Abbaus nicht erneuerbarer Rohstoffe, wird die Ratenknappheit zur Beurteilung
periodischer Regenerationskapazitäten empfohlen, wie sie bei erneuerbaren Rohstoffen
oder infolge von Abbauprozessen in den Umweltmedien vorliegen können. Für die
Ableitung eines jährlichen Kritischen Flusses für Kumulativknappheiten ist die Definition
eines Zeithorizontes erforderlich, über den die verbleibende Kapazität zu verteilen wäre.
Müller-Wenk veranschlagte dafür, unter Abwägung verschiedener Argumente,
willkürlich 30 Jahre - „eine Menschengeneration“.
Eine weitere willkürliche Komponente fügte Müller-Wenk ein, indem nicht allein das
Verhältnis zwischen Ist-Fluss und Kritischem Fluss den Aequivalenzkoeffizienten
bestimmte, sondern, indem er eine Funktion einfügte, welche unterstellt, dass die
Bedeutung einer Belastung überproportional zunimmt, je kleiner die Differenz zwischen
Ist-Fluss und Kritischem Fluss wird. Anders formuliert: er unterstellte einen stetig
steigenden Grenzschaden. In einem solchen Falle würde der Gewichtsfaktor vor dem
Überschreiten des Kritischen Flusses gegen unendlich ansteigen, weshalb Müller-Wenk
den Geltungsbereich seiner Funktion mit einem Schwellenwert bei 90% des Kritischen
Flusses beschränkte.
Aus seiner Argumentation wird die pragmatische Grundhaltung deutlich: es geht ihm
darum, dass Entscheidungsträger klare Signale erhalten hinsichtlich welcher Stofflüsse
Handlungsbedarf besteht. Die Begründung der Funktion erfolgt lediglich anhand

46 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
plausibler Argumente, jedoch ohne den Anspruch auf wissenschaftliche Exaktheit. Die
willkürliche Wahl der Berechnungsformel sowie einzelner Annahmen wurde denn auch
heftig kritisiert. Dennoch war die Grundkonzeption der Ökologischen Buchhaltung der
bis dahin umfassendste, zu Recht als visionär bezeichnete Ansatz zur Quantifizierung
von Umweltbelastung. Er vermochte die Ökobilanzforschung bis heute massgeblich zu
prägen.
Das Konzept der Ökologischen Knappheit zur Beurteilung von Stoff- und
Energieflüssen wurde später mehrmals überarbeitet, die Berechnungsformel verschiedentlich
verändert und die Anwendung von Unternehmen auf Gemeinden und
Staaten sowie auf Produkte und Prozesse ausgeweitet.
Die Ableitung der Kritischen Flüsse wurde dabei zunehmend auf politisch legitimierte
Grundlagen gestellt, indem die offiziellen staatlichen Umweltstatistiken zur Bestimmung
der Ist-Flüsse einerseits und Gesetze, Verordnungen, internationale Verträge oder
Absichtserklärungen des Bundesrates, etc. anderseits als Referenzwerte verwendet
wurden. Dies ganz im Sinne von Müller-Wenk, der den Staat schon in seiner
Publikation von 1974 als Instanz zur Festlegung der Aequivalenzkoeffizienten
postulierte und seine eigenen, pragmatischen Abschätzungen dannzumal selbst
lediglich infolge des Fehlens staatlicher Stoffflussziele vornahm.
Die nachfolgende Abbildung aus der Originalpublikation illustriert die dem Staat
zugedachte Rolle zur Steuerung der unternehmerischen Umweltleistung über die
Aequivalenzkoeffizienten:

Kapitel 3: Phase der Vorläufer und Pioniere 47
Abbildung 3.7: Datenflussschema der Ökologischen Buchhaltung 95
3.2.7 Relation politischer Qualitätsziele (Jansen / Basler&Hoffmann)
Die Idee, politische Zielwerte als Basis einer Beurteilung von Stoff- und Energieflüssen
zu verwenden, wurde schon vor Müller-Wenks Publikation durch Jansen 1972 als
Vergleichende Modelltheorie der atmosphärischen Schadstoffbelastung vorgestellt, 96
95
Darstellung aus Müller-Wenk, 1978, S. 53.
96
Hofstetter verweist auf diese Pionierleistung in Braunschweig et.al.: Developments in LCA Valuation,
IWÖ-Diskussionsbeitrag Nr. 32, St. Gallen, 1996, S. 141. und zitiert aus Jansen, et.al.: Vergleichende

48 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
und 1974 im Rahmen einer lebensyzklusbasierten Beurteilung verschiedener
Verpackungen durch das Schweizer Beratungsunternehmen Basler & Hoffmann
aufgegriffen: Die Stoff- und Energiebilanz wurde in dieser Untersuchung anhand von
vier Kategorien beurteilt: Energieverbrauch, Gewässserverschmutzung, Luftbelastung
und Unfallrisiko. Eine Gesamtaggregation wurde hingegen nicht angestrebt.
Die Innovation dieser Methode bestand darin, dass die Luftemissionen nicht gemäss
ihrem Gewicht addiert wurden, sondern aufgrund ihrer politisch legitimierten
ökologischen Relevanz. Dazu wurde für jede Emission ein Gewichtungsfaktoren aus
dem Verhältnis zwischen Emission und Immissionstoleranzwert berechnet. 97
Im Unterschied zur Ökologischen Knappheit erfolgt diese Gewichtung losgelöst von der
aktuellen Belastungssituation und bezieht auch keine Transmissionsprozesse ein. Der
Grenzwert dient lediglich als eine Art Skalierungsfaktor in der Annahme, dass die
Grenzwerte in Abhängigkeit der Schädlichkeit der Stoffe festgelegt wurden: je geringer
die zulässige Konzentration, desto höher sollte das Gewicht in der Summierung der
Luftemissionen ausfallen.
Diese Idee wurde später von verschiedenen Stellen (u.a. US EPA 98 , EMPA 99 , ETH 100 )
wieder aufgegriffen und in einer ausgebauten Variante 1984 unter der Bezeichnung
Kritische Volumina publiziert.
3.2.8 Kritische Volumina (EMPA)
Vereinfacht ausgedrückt beantwortet dieser Ansatz die Frage, „Welches Volumen des
Umweltmediums wird durch die Stoffflüsse des zu untersuchenden Systems bis zum
Grenzwert hin belastet“
Zur Beantwortung wurde für Luftbelastungen auf Immissionsgrenzwerte (MIK) der
schweizerischen Luftreinhalteverordnung (LRV) abgestellt, ergänzt durch MIK-Werte
einer Richtlinie des Vereins Deutscher Industrie sowie von MAK-Werten (Maximale
Arbeitsplatzkonzentration) der Schweizerischen Unfallversicherungsanstalt SUVA. Für
die Wasserbelastung wurden hingegen Emissionsgrenzwerte der Gewässerschutzverordnung
herangezogen. So konnten für die entsprechenden Schadstoffe die
korrespondierenden Volumina in m³ ermittelt und über alle Schadstoffe in Luft, resp.
Wasser zusammengezogen werden. Die Autoren hielten dazu fest, dass es sich bei
den resultierenden m³ um eine virtuelle Grösse handelt: in der Realität würden sich die
Modelltheorie der atmosphärischen Schadstoffbelastung durch Kernkraftwerke, Vortrag zitiert in Alt, C.,
Weber, F. (Hrsg.): Reinhaltung der Luft, Karlsruhe, 1973.
97
Basler &Hoffmann: Studie Umwelt und Volkswirtschaft. Vergleich der Umweltbelastung von Behältern
aus PVC, Glas, Blech und Karton im Auftrag des Eidg. Amts für Umweltschutz, 1974.
98
Schalit, L.M., Wolfe, K.J.: SAM-IA: ARapid Screening Method for Environmental Assessments for
Fossil Energy Process Effluents. EPA, Washington DC, 1978.
99
Eidg. Bundesamt für Umweltschutz: Ökobilanzen von Packstoffen. Schriftenreihe Umweltschutz, Nr.
24, Bern, 1984.
100
Suter, P., Hofstetter, P.: Die ökologische Rückzahldauer, in: Schweizer Ingenieur und Architekt, Nr. 49,
1989, S. 1342 - 1346.

Kapitel 3: Phase der Vorläufer und Pioniere 49
Schadstoffe ja dasselbe Luft- oder Wasservolumen teilen; Kritische Volumina stellen
hingegen die Summe aller einzeln durch je einen Schadstoff belasteten Kubikmeter dar.
Entsprechend sollten die Resultate lediglich relativ dargestellt werden und nicht in
absoluten m³. Es konnten damit also Aussagen von der Art „Produkt Aweist bezüglich
Luft eine 20% geringere Belastung auf“ oder „Die betriebliche Umweltleistung ist
bezüglich Wasser gegenüber dem Vorjahr um 10% gestiegen“.
Neben diesen virtuellen m³ für Luft und Wasser wurden zusätzlich das benötigte
Deponievolumen sowie der Gesamtenergieverbrauch als Kategorien der
Umweltbelastung berücksichtigt. Das vierdimensionale Resultat nannten die Autoren
Ökoprofil.
Die entsprechenden Publikationen des BUWAL Ökobilanzen für Packstoffe 1984 sowie
die Aktualisierung im Jahre 1990 von Habersatter und Fecker vermochten die
internationale Diskussion über Möglichkeiten und Grenzen formalisierter
Beurteilungsmethoden massgeblich zu prägen: In einer Vielzahl von Studien entfaltete
sich eine Diskussion, inwieweit politische Zielwerte tatsächlich eine taugliche Basis zur
Operationalisierung des Begriffs Umweltbelastung darstellen können. Anlass zur Kritik
bot insbesondere das Abstellen auf diverse, von jeweils sehr unterschiedlichen
Schutzniveaus ausgehenden Quellen (LRV, VDI, SUVA), eine Mischung von MIK und
MAK-Werten sowie die fehlende Berücksichtigung von aktuellen Belastungssituationen
oder Transmissionsprozessen. Fragwürdig erschien auch die Tatsache, dass für eine
Vielzahl toxischer Stoffe gar keine Grenzwerte verfügbar waren und diese somit auch
nicht beurteilt werden konnten. 101
Der berechtigten Kritik zum Trotz erwies sich die Methodik aufgrund ihrer Nachvollziehbarkeit
und Transparenz als attraktiv: „Alle eingesetzten Bewertungsgrössen sind
belegt und ihre Anwendung überprüfbar. Nur deshalb konnte auch ohne Probleme auf
die Schwachstellen aufmerksam gemacht werden.“ 102 Wohl gerade deshalb avancierten
die Gewichtungsfaktoren dieser Studie zur ersten Standard-Methoden, dass heisst, die
Methodik wurde von anderen Forschenden sowie von Unternehmen zur Beurteilung von
Stoffbilanzen übernommen. „Die grösste Anwendung aller Bewertungsmethoden findet
derzeit das vom BUWAL 1990 vorgelegte Modell (...).“ 103 InDeutschland sprach man
gemeinhin von der Schweizer Methode.
101
Zur Kritik an der Methodik siehe u.a. Giegrich, J., et.al.: Bilanzbewertung in produktbezogenen Ökobilanzen,
Evaluation von Bewertungsmethoden, in: Umweltbundesamt: Methodik der produktbezogenen
Ökobilanzen, Texte 23/95, 1995, S. 1-137, S. 18Ff oder in derselben Publikation: Klöpffer, W.,
Renner, I.: Methodik der Wirkungsbilanz im Rahmen von Produkt-Ökobilanzen unter Berücksichtigung
nicht oder nur schwer quantifizierbarer Umwelt-Kategorien, S. 34 oder unter Hinweis auf diverse
Publikationen: Schaltegger/Sturm, 1994, S. 126.
102
Giegrich, 1995, S. 26.
103
Umweltbundesamt: Ökobilanzen für Produkte, Bedeutung –Sachstand –Perspektiven, Texte 38/92,
Berlin, 1992, S. 55.

50 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Die Bedeutung der beiden BUWAL Publikationen geht jedoch über das Verfahren der
Kritischen Volumina hinaus: Dank den vorausgegangenen Arbeiten von Thalmann und
Fink standen für diverse Verpackungsmaterialien 104 erstmals generische, auf Stoffflussanalysen
basierende, umfassende Standarddaten zur Verfügung. Diese auf
europäischen Durchschnittswerten der entsprechenden Industrien basierenden Daten
ermöglichten eine erheblich kostengünstigere Erstellung von Ökobilanzen, da bis dahin
die Daten jeweils in situ oder aus verschiedensten Sekundärquellen gewonnen werden
mussten. Solche Datenbanken werden heute auch background data oder Ökoinventare
genannt.
Thalmann und Humbel bezeichneten diese Ökoinventare damals als Ökobilanzen und
gaben damit der Wissenschaft zur systematischen Erfassung und Beurteilung von
Stoff- und Energieflüssen ihren Namen. Die diversen Vorläufer-Konzepte und
Pionierarbeiten wurden nach 1984 unter diesem Begriff zusammengefasst und in den
Jahren danach methodisch systematisiert, standardisiert und erheblich erweitert.
Bevor wir uns mit dieser Phase der Ausdifferenzierung und Operationalisierung im
Detail befassen, sollen die Meilensteine der Zeit vor 1984 nochmals zusammenfassend
gewürdigt und in den Zusammenhang mit dem damaligen Zeitgeist gestellt werden:
3.3 Fazit: Ökobilanzen entspringen dem Zeitgeist der 70er
Der Beginn der 70er Jahre liess mit seiner erstmaligen und breiten gesellschaftlichen
Mobilisierung für globale Umweltprobleme und die Knappheit der Ressourcen das
Bedürfnis nach umfassenden Informations- und Beurteilungsinstrumenten entstehen.
Unter diversen Begriffen wie Umweltbilanz 105 , Resource and Environmental Profile,
Ökoprofil, Ökologischer Nutzwert oder Ökologische Buchhaltung publizierten
Forschende und insbesondere auch Beratungsunternehmen ihre Studien, bis diese
Wortschöpfungen Mitte der 80er Jahre durch den Begriff Ökobilanzierung abgelöst
wurden und sich eine einheitliche Sprachregelung zu entwickeln begann. Unsere
Betrachtung der Vorläufer und Pioniere hat offenbart, dass die konstituierenden
Elemente, resp. Grundoperationen der Ökobilanzierung bereits vor 1975 verfügbar
waren:
104
Thalmann, W.R.: Herstellung der Kunststoffe LD-PE, HD-PE, PVC und HI-PS, EMPA, St. Gallen, 1978;
Thalmann, W.R.: Herstellung von Papieren und Karton, EMPA, St. Gallen, 1979; Thalmann, W.R.::
Herstellung von Aluminium, EMPA, St. Gallen, 1979/80; Thalmann, W.R.: Ökologische Bilanz-
Betrachtungen, EMPA, St. Gallen, 1983, Fink, P.: Ecological Profile of Packages, in: Bridgewater, A., et
al. :Energy in Packaging and Waste, Berkshire, 1983, S. 9-26; Bundesamt für Umweltschutz (BUS):
Ökobilanzen von Packstoffen, Schriftenreihe Umwelt Nr. 24, 1984; Fecker, I.: Was ist eine Ökobilanz,
EMPA, St. Gallen, 1990; Bundesamt für Umwelt, Wald und Landschaft (BUWAL): Ökobilanzen von
Packstoffen, Stand 1990, Schriftenreihe Umwelt Nr. 132.
105
Siehe stellvertretend Braun, 1974, S. 52.

Kapitel 3: Phase der Vorläufer und Pioniere 51
1. Eine ganzheitliche Erfassung des Untersuchungsgegenstands mit der Vorstellung
des ökologischen Produktlebenszyklus, resp. der um vor- und nachgelagerte Stufen
erweiterten Unternehmung.
2. Die verschiedenen Techniken zur Datengewinnung: Stoffflussanalyse, ökonomische
Input-Output-Analyse sowie -die Kombination beider Ansätze -hybride Input-Output-
Analyse.
3. Die Darstellung der Daten mittels Stoffflussdiagrammen/Prozessbäumen, Input-
Output-Bilanzen sowie deren Kombination
4. Die Beurteilung der Stoffflüsse anhand naturwissenschaftlich, ökonomisch oder
politisch fundierter Prinzipien, resp. Modelle oder aber anhand subjektiver
Entscheidungsmethoden (ABC-Analyse, Nutzwertanalyse).
Abbildung 3.8: 1975 bereits verfügbare Elemente der Ökobilanzierung 106
Während die amerikanischen Forschenden sich insbesondere mit umfassenden
Material- und Stoffflussanalysen zu profilieren vermochten, so bestand der Beitrag zur
Entwicklung der Ökobilanzierung seitens europäischer Institutionen vor allem in den
Vorschlägen zu einer formalisierten Beurteilung, wobei Schweizer Forschende mit der
Ökologischen Knappheit und den Kritischen Volumina gleich zwei innovative
Vorschläge einbrachten, die die weitere Entwicklung von Beurteilungsmethoden
weltweit geprägt haben.
106
Eigene Darstellung.

52 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Aus heutiger Sicht erscheinen die Konzepte in Bezug auf die Frage der Umweltbelastung
stark durch die aufkommende These einer baldigen Ressourcenverknappung
geprägt, während die Outputs als Luftbelastung, Abwasser und Abfall allein anhand von
wenigen Emissionen begrifflich eingeschlossen wurden. Diese Vorstellung von Umweltbelastung
sollte sich -wie wir im nächsten Abschnitt nachweisen werden –in den 90er
Jahren grundsätzlich verändern.
Das stoffliche Auflösungsvermögen der Methoden war - aufgrund der sehr
beschränkten Datenverfügbarkeit -noch überschaubar: so umfasste beispielsweise die
von Müller-Wenk postulierte Ökologische Buchhaltung Aequivalenzkoeffizienten für 12
Ressourcen sowie 9 Emissionen; davon 6 Luftemissionen.
Spätere Ansätze gingen dazu über, Umweltbelastung vorwiegend über Emissionen zu
definieren und den Einbezug von Ressourcenknappheiten mit der Zeit einzig auf
Energie zu reduzieren. Die Anzahl der berücksichtigten Emissionen stieg hingegen
stetig an und umfasste bei den Kritischen Volumina bereits 17 Luftemissionen und 18
Wasseremissionen.
Die Entwicklung der ersten Ökobilanzen ist in einer Periode anzusiedeln, in der die
Angst vor dem ökologischen Kollaps breite gesellschaftliche Kreise und damit auch die
intellektuelle Avantgarde gerade zu erfassen begann: Unter dem Eindruck stark
belasteter Luft und Gewässer, massiv gestiegener Energiekosten sowie sich rasch
verknappender Entsorgungskapazitäten wandelte sich der bislang dominierende,
konservativ ausgeprägte Heimat- und Naturschutz zu einem ganzheitlichen und durch
Ökologie als Leitwissenschaft geprägten Umweltschutz-Gedanken.
Einzelne, bisher isoliert thematisierte negative Entwicklungen (Gewässerbelastung,
Ausräumung der Landschaft, Verstädterung, etc.) wurden zu Beginn der 70er Jahre neu
unter dem allumfassenden Umwelt-Begriff subsumiert. Eisen verortet „die Erfindung der
Umwelt“ um 1970 und attestiert dieser Zeit einen spektakulären und grundsätzlichen
Wandel, indem der Begriff die Medien und damit die Gesellschaft innert kürzester Zeit
erfasste und sehr rasch etabliert wurde: „Als (...) 1972 der berühmte Bericht „Grenzen
des Wachstums“ des Club of Rome erschien, war Umwelt im öffentlichen, politischen
und wissenschaftlichen Diskurs der Schweiz bereits fest verankert, fast alle
Umweltprobleme der folgenden 20 Jahre eingeführt, viele der neuen umweltpolitischen
Gruppierungen gegründet (...)“ und es gab „eine Schweizerische Gesellschaft für
Umweltschutz, einen Umweltschutzartikel, ein Amt für Umweltschutz, eine
Arbeitsgemeinschaft für Umweltforschung (..)“ 107 -obwohl sich der Umwelt-Begriff auch
in der Forschung erst um 1970 als problemstrukturierendes Konzept durchsetzte. „Eine
Auswertung des Bibliotheksverbunds NEBIS zeigt, dass zwischen 1962 und 1970 nur
insgesamt 4wissenschaftliche Publikationen den Begriff „Umweltschutz“ im Titel tragen.
Im Jahre 1971 allein sind es deren 13.“ 108
107
Eisen, 2003, S. 68.
108
Eisen, 2003, S. 67.

Kapitel 3: Phase der Vorläufer und Pioniere 53
Abbildung 3.9: Gesellschaftliche Mobilisierung für Umweltfragen
Die gesellschaftliche Mobilisierung für Umweltfragen prägte auch die Entwicklung der Ökobilanzierung.
Die Darstellung zeigt vier Indikatoren gesellschaftlicher Mobilisierung 109
Damit einher ging –und dies ist für die Entstehung und weitere Entwicklung der Ökobilanzierung
bedeutsam –ein Bedarf für eine neue Wissenschaft -die „Überlebenswissenschaft“.
Dieser Bedarf führte zu einer „Verwissenschaftlichung“ der Diskussion
und verlieh komplexen, kybernetischen Modellen und Szenarien politische Durchschlagskraft.
110
Die Ökobilanzierung mit ihrem Anspruch einer rationalen Ermittlung von Umweltbelastung
fügte sich nahtlos in diese Entwicklung ein –das Bedürfnis, Umweltprobleme
in Zahlen zu fassen, war gegeben: Eisen weiss gar zu berichten, dass in der Schweiz
eine Pflicht zur Erstellung von „Umweltbilanzen“ durch Unternehmen bereits 1973 im
(später verworfenen) Entwurf des ersten Umweltschutzgesetzes enthalten war. 111
Dieser Bedarf relativierte sich angesichts der ab 1974 eintretenden Rezession und der
damit einhergehenden Angst um Arbeitsplätze zumindest vorübergehend. Die
weitgehenden Entwürfe für eine umweltgerechte Wirtschaft wurden zugunsten einer
109
Darstellung aus Eisen, 2003, S. 54.
110
Siehe Wanzek, J.: Komplexe Natur – Komplexe Welt: Zum Aufkommen des modernen Umweltbewusstseins
in der Schweiz in den Jahren 1972 -1986, Lizentiatsarbeit Universität Zürich, 1996,
S.115ff.
111
Eisen, 2003, S. 72.

54 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Wachstumspolitik zurückgestellt und damit blieb auch eine breite Anwendung von
Ökobilanzansätzen aus. Vielmehr beschränkte sich die weitere Entwicklung vorwiegend
auf die Bilanzierung von Packstoffen: Verpackungen und mithin
Energiebereitstellungsprozesse zur Herstellung der entsprechenden Materialien
(Aluminium, Glas, Papier, etc.) standen weiterhin -zumindest in Europa -im Zentrum
umweltpolitischer Diskussionen und legislativer Aktivitäten. Die Verpackungsindustrie
wurde als Verursacher der zunehmenden Abfallmengen besonders stark
wahrgenommen und als Symbol der Wegwerfgesellschaft stigmatisiert. Offenbar fielen
die Konzepte zur rationalen, eben vernunftbasierten Erfassung von Umweltbelastung
hier auf fruchtbaren Boden: Noch 1991 stellen Rubik und Baumgartner in ihrer
Literaturrecherche 112 fest, dass mehr als 40% der damals öffentlich zugänglichen
Ökobilanz-Studien auf Verpackungen entfielen.
Die Verwissenschaftlichung des Umweltthemas setzte sich dennoch fort und ein
kontinuierlicher Fluss an Studien und Expertisen der Umweltforschung bereitete das
Feld für eine erneute Intensivierung der Ökobilanzierung gegen Ende der 80er Jahre,
als eine zweite Welle intensiver gesellschaftlicher Resonanz das Umweltthema ganz
oben auf die Prioritätenliste der Politik beförderte.
112
Rubik, F., Baumgartner, Th.: Evaluation of Eco-Balances, Report to the Institute for Environmental
Policy, Bonn, 1991.

Kapitel 4: Phase der Differenzierung und Operationalisierung 55
4 Phase der Differenzierung und Operationalisierung
Insbesondere in den nordischen Ländern (Schweden, Norwegen, Dänemark und
Holland), in Deutschland, Grossbritannien und der Schweiz griffen zahlreiche
Forschungsinstitute und Beratungs-, resp. Ingenieurunternehmen sowie später auch die
einschlägigen Branchenverbände Ansätze der Ökobilanzierung auf und trugen ihre
Resultate in politische und öffentliche Arenen. „Ab 1990 kann man geradezu von einem
Boom sprechen, der sowohl die Industrie, Umweltbehörden, umweltpolitisch aktive
Kreise und schliesslich sogar die breitere Öffentlichkeit erfasste.“ 113
Abbildung 4.1: Schwerpunkte publizierter Ökobilanz-Studien in Europa um 1991 114
Neben Verpackungen wurden nun zunehmend andere Produkte mittels Ökobilanzen
untersucht. Neue Schwerpunkte bildeten Chemikalien (insbesondere Wasch-, resp.
Reinigungsmittel) und Baustoffe einerseits; Windeln und (Einweg-)Geschirr als
gesellschaftlich prominente und entsprechend umstrittene Abfallverursacher anderseits.
Hinzu kommt eine unbekannte Zahl an Studien, die für firmeninterne Fragestellungen
erarbeitet und nicht publiziert wurden. 115
Die Literaturrecherche von Rubik/Baumgartner zeigte nicht nur auf, in welchen
Bereichen Ökobilanz-Untersuchungen durchgeführt wurden. Sie machte auch deutlich,
dass neben der zunehmend breiteren Anwendung erhebliche Forschungsanstrengungen
unternommen wurden: von den untersuchten 280 Literaturquellen
befassten sich mehr als die Hälfte - 168 Publikationen - mit methodischen Fragestellungen
und Vorschlägen. Das Projekt Ökobilanz entwickelte sich zunehmend zu
einer eigenständigen Wissenschaft. Während den 90er Jahren erfuhr die Methodik eine
massive Detaillierung. Damit einher ging eine rasche Ausweitung von Erfahrungswissen
113
Klöpffer/Renner, 1995, S. 5.
114
Eigene Darstellung anhand der Daten aus Umweltbundesamt: Ökobilanzen für Produkte, Bedeutung –
Sachstand – Perspektiven. UBA Texte, 38/92, 1992, S. 21.
115
Klöpffer/Renner, 1995, S. 3.

56 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
im Umgang mit konkreten Anwendungen und es entstanden diverse Hilfsmittel zur
rationellen Bearbeitung. Wir bezeichnen diese Entwicklung und ihre Resultate deshalb
als Phase der Differenzierung und Operationalisierung.
4.1 Popularität und Kritik als Treiber der Entwicklung
Zentraler Treiber dieser Phase war der Umstand, dass Ökobilanzen immer mehr zum
Spielball der Interessen wurden. Unternehmen, Branchenverbände, Umweltorganisationen
und staatliche Stellen erkannten in dieser Methodik ein effektives Mittel,
um politische Forderungen mit wissenschaftlichen Daten zu unterlegen. Gutachten,
resp. Gegengutachten wurden zu einem Markt für Forschungsinstitute und Beratungsfirmen.
Umweltbehörden in den Pionier-Staaten versuchten „Bedeutung – Sachstand –
Perspektiven“ 116 der Ökobilanzierung zusammenzufassen und den Diskurs zwischen
den Interessengruppen zu moderieren. Durch die Vergabe diverser Studien förderten
sie zudem die Erarbeitung standardisierter Datengrundlagen und trugen zur Weiterentwicklung
der Methodik bei. Den Hintergrund dazu bildete eine mit der zweiten Welle
gesellschaftlicher Mobilisierung für Umweltfragen einhergehende Neuorientierung der
Politik: Ende der 80er Jahre wurde die - bis dahin fast ausschliesslich auf die
Verringerung der Umweltbelastung von Industrieanlagen, Kraftwerken und der Abfallentsorgung
fokussierte – Umweltpolitik zunehmend durch die Forderung nach einer
umweltorientierten und ganzheitlichen Produktpolitik ergänzt. Diese Neuorientierung
verlangte nach umfassenden, lebenszyklusorientierten Beurteilungsmethoden. 117
Demnach wurden Ökobilanzen beispielsweise vom deutschen Umweltbundesamt 1992
als „Informations-, Planungs-, und Kontrollinstrumente“ 118 der Politik bezeichnet.
Die Ökobilanzierung erwies sich in diesem Umfeld als überlegene Betrachtungsweise
gegenüber den meist dogmatischen Leitsätzen einer Digital-Ökologie, welche auf der
Basis von Einzelaspekten formuliert wurde: Mehrweg statt Einweg, Umweltfreundlich,
weil Recycling, Jute statt Plastik, etc.. Diese hielten den neuen und differenzierten
Erkenntnissen von Ökobilanzen oftmals nicht stand. Ökobilanzen wurden damit
prominent und konnten medienwirksam inszeniert werden.
Anderseits zeigte sich rasch, dass in der konkreten Ausgestaltung von Ökobilanzen
erhebliche Spielräume bestanden, welche das Resultat letztlich determinierten. Es
wurde in mehreren vergleichenden Analysen festgestellt, dass in verschiedenen
Anwendungsbereichen Ökobilanzen zu diametral entgegengesetzten Resultaten
führten, obwohl die jeweiligen Studien „innerhalb der jeweils eingesetzten Logik (...)
“recht“(...) haben“. 119 Bekannte Beispiele waren Untersuchungen zur Frage, ob
116
Umweltbundesamt, 1992, S. 6.
117
Umweltbundesamt, 1992, S. 6.
118
Umweltbundesamt, 1992, S. 16.
119
Stölting, P., Rubik, F.: Übersicht über ökologische Produktbilanzen, Studie für den Bundesverband

Kapitel 4: Phase der Differenzierung und Operationalisierung 57
Wegwerfwindeln ökologisch bedenklicher sind als Stoffwindeln, oder ob Verbundverpackungen
den Mehrweg-Milchflaschen aus Glas unterlegen sind. In beiden Fällen
engagierten sich nebst den betroffenen, multinationalen, Unternehmen
(Procter&Gamble, resp. Tetrapak), insbesondere Umwelt- und Konsumentenschutzorganisationen
sowie lokale und nationale Umweltbehörden. Die
Auseinandersetzungen wurden zudem parallel in verschiedenen europäischen Ländern
geführt. Angesichts drohender Verbote für bestimmte Produkte wurden diese Debatten
unter Einsatz erheblicher Mittel geführt und erhöhten die Komplexität der Ökobilanzbetrachtungen
enorm, da jede Partei kreativ und gezielt nach neuen Aspekten forschte,
welche versprachen, das Resultat zu ihren Gunsten zu verändern.
Abbildung 4.2: WWF begründet politische Forderung mit Ökobilanz
Der WWF Schweiz fordert im Rahmen der Revision der Getränkeverpackungsverordnung gesetzliche
Vorgaben zur Recyclingquote von PET-Flaschen. Er nimmt dabei Bezug auf eine selbst erstellte
Verpackungsökobilanz. 120
Vereinzelt ging es dabei um die Existenz ganzer Marktsegmente, wie ein Beispiel aus
der Schweiz deutlich macht: Die Regierung erwägte Ende der 80erJahre ein generelles
Verbot von Aluminiumdosen, welche insbesondere in den ersten Verpackungsökobilanzen
der EMPA als sehr umweltbelastend taxiert wurden. Es gelang der
Aluminiumindustrie jedoch erfolgreich, die entscheidende Annahme -dass der hohe
Energiebedarf bei der Herstellung durch fossile Energieträger gedeckt und deshalb
hohe Emissionen auftreten würden - durch den Nachweis zu entkräften, dass ihre
Umweltberatung, Institut für Ökologische Wirtschaftsforschung IÖW, Heidelberg, März 1992, S. 3.
120
WWF Schweiz, Konsum und Umwelt, ca. 1997 (genaue Nr. unbekannt).

58 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Verarbeitung auf Strom aus Wasserkraft basiere und sich Aluminium zudem infolge des
Recyclings mehrfach nutzen liesse. Dies veranlasste die EMPA zur Revision ihrer
Ökobilanzen und trug dazu bei, dass der Gesetzgeber ein drohendes Verbot in
Verbindung mit Vorgaben zur Recyclingquote zurückstellte.
Mit dem Vorliegen sich widersprechender Resultate wurde das Instrument selbst
umstritten. Die Arbeitsgruppe Ökobilanzen des deutschen Umweltbundesamtes hält
dazu 1992 fest: „Breit anerkannte Resultate von Ökobilanzen liegen bisher noch nicht
vor, weil der jeweils gewählte methodische Ansatz zu sehr von den Vorstellungen der
jeweiligen Autoren geprägt ist. Die Fachdiskussion über die vorliegenden Arbeiten ist
daher vor allem durch Stellungnahmen geprägt, in denen Fehler bzw. Lücken
festgestellt oder erhebliche Diskrepanzen zwischen den methodischen Ansprüchen und
der empirischen Umsetzung nachgewiesen werden. (...) Insbesondere bei der
Datenauswahl sind „Gründerzeitmentalitäten“ vorherrschend.“ 121
Es entsprach einer weit verbreiteten Praxis, Daten aus anderen Veröffentlichungen zu
übernehmen, ohne dabei zu berücksichtigen, dass diese in ganz anderen räumlichen
oder technologischen Kontexten und/oder für ganz anders lautende Fragestellungen
erhoben wurden. Kritisiert wurde zudem, dass viele Studien infolge mangelnder
Transparenz in Sachen Vorgehen und Datenquellen nicht nachvollziehbar waren. Damit
gerieten Ökobilanzen in Verruf, Artefakte oder aber spezifischen Interessen dienliche
Resultate zu generieren. In Anlehnung an ein bekanntes Bonmot aus der Statistik ging
der Spruch um „Traue keiner Ökobilanz, die Du nicht selbst gefälscht hast“.
In dieser Situation fanden Vorschläge zur Harmonisierung und Standardisierung der
Methodik Beachtung. Wenngleich der Prozess der Normierung –den wir als separate
dritte Phase unter dem Gesichtspunkt der Institutionalisierung in Abschnitt 5genauer
betrachten werden -über die ganzen 90er Jahre hinweg verlief und heute noch in vielen
Detailfragen grosse Spielräume, resp. nicht-standardisierte Detailfragen bestehen lässt,
so kristallisierte sich dennoch schon zu Beginn des Jahrzehnts ein grober Raster
heraus, der fortan zur Strukturierung der vielfältigen Arbeitsschritte dienen sollte.
Wenngleich wir festgestellt haben, dass Ökobilanzen seit den 70er Jahren erstellt
werden und der Begriff Ökobilanz seit Mitte der 80er Jahre verfügbar ist, so kann man
dennoch argumentieren, dass erst die allgemeine Anerkennung dieses Rasters die
Wissenschaft Ökobilanzierung begründet hat. Er ist denn auch mehr als nur
Arbeitsanweisung, sondern bis heute Programm und Rahmen der Ökobilanzforschung.
121
Umweltbundesamt, 1992, S.16.

Kapitel 4: Phase der Differenzierung und Operationalisierung 59
4.2 Vier Elemente als Ausgangspunkt der Ökobilanzforschung
Der Rahmen zur Strukturierung der Ökobilanz-Methodik geht auf Vorschläge einer
Arbeitsgruppe der SETAC 122 von 1991 zur Schaffung eines Code of Practice 123 zurück,
der 1993 publiziert wurde. Er besteht aus vier Elementen die wir nachfolgend anhand
exemplarischer Fragestellungen charakterisieren, bevor wir uns im Detail mit
denjenigen Operationen vertieft auseinandersetzen, welche die Resultate von
Ökobilanzen besonders stark beeinflussen und auch im Zentrum der Kritik resp. der
Methodenentwicklung seit 1990 stehen. 124 Wir bezeichnen diese entsprechend als
kritische 125 Operationen 126 .
Goal and Scope
Definition
Inventory Analysis
Interpretation
Anwendungen:
•Produktentwicklung
•Umweltkennzeichnung
•Politikberatung
•Umweltmanagement
•Etc.
Impact
Assessment
Abbildung 4.3: Elemente der Ökobilanzierung gemäss SETAC 1993 127
4.2.1 Zieldefinition & Untersuchungsrahmen (Goal & Scope Definition)
Der erste Schritt einer Ökobilanzierung besteht in der klaren Formulierung der zu
beantwortenden Fragestellung und des Verwendungszwecks der Resultate. Er
bestimmt die Anforderungen an die konkrete Ausgestaltung der Untersuchung und
122
SETAC Europe Workshop on Environmental Life Cycle Analysis of Products, 2./3. Dezember 1991 in
Leiden, Niederlanden.
123
Consoli, F. et.al: Guidelines for Life Cycle Assessment: ACode of Practice, 1.Edition, SETAC, Brüssel,
1993.
124
Siehe Wenzel, H.: Application Dependency of LCA Methodology: key variables and their mode of
influencing the method, in: Int. Journal of LCA, Nr. 3, 1998, S. 281 – 288.
125
Kritisch =entscheidend, gewissenhaft prüfend, aus Vahrig, Kritik =wissenschaftliche Beurteilung, aber
auch Äusserung des Missfallens, aus Wahrig, 1994, S. 967.
126
Operation = Arbeitsvorgang, Rechenschritt, aus Wahrig, 1994, S. 1168.
127
Eigene Darstellung in Anlehnung an ISO 14040.

60 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
damit über zentrale Aspekte wie Umfang, Detaillierungsgrad, Datenqualität,
Darstellungsform der Ergebnisse, etc.. Im Falle einer Veröffentlichung der Ergebnisse
ist eine klare Zielformulierung auch eine Voraussetzung zur Nachvollziehbarkeit und
kritischen Prüfung durch Dritte.
Die Tragweite einer klaren Zielformulierung soll anhand einiger beispielhafter Gedanken
kurz illustriert werden:
Zielt eine Untersuchung darauf ab, zwei Produkte miteinander zu vergleichen, so ist es
nicht zwingend erforderlich alle Stoff- und Energieflüsse beider Alternativen zu erheben.
Es kann auch eine Konzentration auf die Unterschiede der Varianten ausreichend sein.
Zielt man hingegen darauf ab die Umweltbelastung dieser beiden Produkte
grundsätzlich zu verstehen, so ist eine umfassende Erhebung zwingend.
Andere Anforderungen ergeben sich, wenn die Untersuchung bezweckt, die
Entwicklung eines neuen Produktes zu unterstützen: die Stoff- und Energieflüsse
werden dann erst in Zukunft und ggf. unter Umweltbedingungen anfallen, die sich von
der heutigen Situation massgeblich unterscheiden. Diesem Umstand ist in der
Beurteilung angemessen Rechnung zu tragen, da ansonsten falsche Schlussfolgerungen
gezogen werden könnten.
Wiederum andere Anforderungen ergeben sich, wenn die Akzeptanz der Resultate
entscheidend ist, beispielsweise bei der Entwicklung von Kriterien zur Vergabe von
Umweltkennzeichen oder bei der Vorbereitung politischer Entscheidungen. In solchen
Fällen ist ein angemessener Einbezug der Betroffenen, resp. der relevanten
Interessengruppen meist zwingend erforderlich.
Entsprechend unterscheidet man in der Literatur zwischen beschreibenden und
veränderungsorientierten Studien, je nachdem ob das Resultat in einer reinen
Information bestehen soll oder ob vielmehr der Prozess der Ökobilanzierung das
Resultat darstellt. 128
Fragen zur Zieldefinition:
– Welche Fragestellung soll beantwortet werden
– Welchem Zweck dient die Untersuchung
– Welche Tragweite haben die Resultate
– Für welche Zielgruppe(n) sind die Resultate bestimmt, resp. wer ist davon
betroffen
128
Guinée, J. et.al.: Handbook on Life Cycle Assessment -Operational Guide to the ISO Standards,
Dordrecht, 2002, S. 463.

Kapitel 4: Phase der Differenzierung und Operationalisierung 61
Die Definition des Untersuchungsrahmens operationalisiert die Zielsetzung der
Ökobilanz, definiert Anforderungen und klärt prozedurale Fragen zu deren Erfüllung.
Fragen zum Untersuchungsrahmen:
– Was ist das Objekt der Untersuchung
– Welche Bezugsgrösse beschreibt dieses Objekt angemessen
– Wo sind die (System-)Grenzen der Betrachtung zu ziehen
– Welche Anforderungen ergeben sich aus der Zielsetzung an die
Datenbeschaffung, - verarbeitung und -kommunikation
– Welche Annahmen sind zur Beschreibung, Datenverarbeitung, etc. zu treffen
– Wie soll die Qualität der Untersuchung, der Daten und der Resultate
gesichert werden
Die Kritik an den Resultaten von Ökobilanzen zielt in der Praxis oftmals auf die in
diesem Schritt getroffenen Annahmen und Definitionen. Denn der Untersuchungsrahmen
ist für das Resultat einer Ökobilanz von überragender Bedeutung.
Insbesondere das Festlegen der Bezugsgrösse der Untersuchung –auch Funktionale
Equivalenz oder Funktionelle Einheit genannt – wird zu Beginn der 90er Jahre als
kritische Operation erkannt. Ebenfalls kritisch ist die Abgrenzung des zu
untersuchenden Systems.
4.2.2 Sachbilanzierung (Inventory Analysis)
Die Sachbilanzierung umfasst alle Operationen, welche mit der Beschreibung, Beschaffung,
Modellierung und Berechnung der Stoff- und Energieflüsse zu tun haben.
Das numerische Resultat dieser Phase stellt die Sachbilanz dar – auch Inventar
(inventory) genannt. Sie entspricht der Stoff- und Energiebilanz, wie wir sie schon bei
den Pionieren und Vorläufern kennengelernt haben. Allerdings enthält das Endresultat
der Sachbilanzierung ausschliesslich Inputs aus der Natur und Outputs an die Natur.
Materialien und Güter sind vorgängig in Rohstoffentnahmen und Emissionen
umzurechnen. Beispielsweise ist der Stromverbrauch eines Prozesses mittels eines
Inventars für die Strombereitstellung in den Bedarf an Primärenergieträgern und die
anfallenden Emissionen umzurechnen. Damit ist der Sachbilanzierungsschritt meistens
mehrstufig und in mehreren Schritten sind Güter-, Material- und Prozessbilanzen in die
für die nachfolgende Beurteilung ausschlaggebende from nature to nature Sachbilanz
zu transformieren.

62 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Fragen zur Sachbilanzierung:
– Welche Prozesse/Güter/Subjekte sind innerhalb der gewählten Systemgrenzen
zu verorten
– Welche Stoff- und Energieflüsse sollen wie den Prozessen zugeordnet werden
– Welche Daten – Messergebnisse, Schätzungen, Erfahrungswerte – können
woher verfügbar gemacht werden
– Wie sollen diese Daten kompatibel modelliert und berechnet werden
– Welche Qualität haben die gesammelten Daten
– Wie ist mit Datenlücken umzugehen
Ein grafisches Resultat der Sachbilanzierung ist die Visualisierung des zu untersuchenden
Systems in Form eines Prozessbaums, resp. Flussdiagrams. Sie ist
notwendig, um die Nachvollziehbarkeit zu gewährleisten und stellt die getroffene
Systemabgrenzung transparent dar.
Es liegt auf der Hand, dass die Datenverfügbarkeit und die Qualität der verwendeten
Daten einen erheblichen Einfluss auf das Resultat der Ökobilanzierung haben. Die
Beschreibung der Stoffflüsse anhand von Indikatoren und die Modellierung der
Prozesse sowie die Umrechnung der Indikatoren auf die gewählte Bezugsgrösse
(Funktionelle Einheit) wirft einige –nur mittels Annahmen in den Griff zu bekommende
– Probleme auf. Reale Prozesse sind häufig multifunktional (dienen mehreren
Produkten), nicht-linear (verändern ihre Eigenschaften in Abhängigkeit der Auslastung)
und weisen Rekursionen auf (beispielsweise Recycling-Schlaufen). Die Abbildung der
zu untersuchenden Prozesse in Form von Input-Output-Relationen stellt somit ebenfalls
eine kritische Operation dar.
4.2.3 Wirkungsanalyse und Gewichtung (Impact Assessment)
Das dritte Element zielt auf eine entscheidungsorientierte Verdichtung und Beurteilung
der Sachbilanz-Ergebnisse, wie wir sie bereits bei den Pionierarbeiten der
Ökobilanzierung ausgemacht haben. Während diese jedoch direkt von den Input-, resp.
Output-Indikatoren mittels Gewichtung zu einer Datenverdichtung schritten, entstand in
den 90er Jahren ein Zwischenschritt, den wir unten detailliert betrachten werden und
der die Ökobilanzforschung heute massgeblich prägt: Die Modellierung von Umweltveränderungen
und der damit verbundenen Schäden. Man trennte in der Folge das
Impact Assessment in Teilschritte auf und unterscheidet heute im wesentlichen zwei
kritische Operationen: die Wirkungsanalyse und die Gewichtung (häufig auch
Bewertung genannt):

Kapitel 4: Phase der Differenzierung und Operationalisierung 63
4.2.3.1 Wirkungsanalyse
Die Wirkungsanalyse zielt darauf ab, die Input-Output-Daten der Sachbilanz mittels
naturwissenschaftlicher Modelle auf ihre Umwelteinwirkungen hin zu untersuchen.
Dabei werden die einzelnen Stoffe interessierenden Umweltveränderungen, resp.
-problemen zugeordnet und es wird anhand von Wirkungsmodellen der jeweilige
relative Beitrag eines Stoffes zu einem Umweltproblem bestimmt.
Fragen zur Wirkungsanalyse:
– Welche Inputs- oder Outputs tragen zu welchen Umweltveränderungen
wie stark bei
– Welche naturwissenschaftlichen Modelle stehen zur Beschreibung
dieser Wirkungen zur Verfügung
– Wie angemessen beschreiben diese Modelle, resp. die dazu ausgewählten
Indikatoren die aus Sicht der zu beantwortenden Fragestellung relevanten
Umweltveränderungen
4.2.3.2 Gewichtung
Zur Gewichtung kommen unterschiedliche Verfahren der sozialen Bewertung naturwissenschaftlicher
Tatbestände (Umweltveränderungen, resp. Schäden) zum Einsatz,
mit dem Ziel, die naturwissenschaftliche, sozialwissenschaftliche oder ökonomische
Bedeutung der ermittelten Umweltveränderungen zu bestimmen.
Fragen zur Gewichtung:
– Wie kann die relative Bedeutung von Stoffflüssen und Umweltproblemen
bestimmt werden
– Welche Methoden können eine Verbindung zwischen sozialen Werten und
den Resultaten der Sachbilanz herstellen
– Wie angemessen beschreiben diese Methoden, resp. die dazu ausgewählten
Indikatoren die aus Sicht der zu beantwortenden Fragestellung relevanten
sozialen Wertvorstellungen
Die Gewichtung erfolgt auf der Basis subjektiver Laien- oder Expertenmeinungen,
politischer Zielwerte und/oder ökonomischer Bewertungen, wie wir sie bereits bei den
ersten Ökobilanzen der 70er Jahre betrachtet haben. Die zur Gewichtung eingesetzten

64 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Referenzwerte, Prinzipien, resp. Methoden haben in den 90er Jahren erhebliche
Veränderungen erfahren. Die Gewichtung steht als kritische Operation -stellvertretend
für die Suche nach dem Grünen Stein der Weisen -nach wie vor ebenfalls im Zentrum
der Kritik an Ökobilanzen.
4.2.4 Interpretation
Die Interpretation ist eine Zusammenfassung von Operationen zur Beschreibung der
Erkenntnisse sowie zur Sicherung der Qualität der Untersuchung.
Sie beinhaltet alle Arbeitsschritte, welche auf das Verständnis der Resultate und eine
gezielte Erhöhung von Konsistenz und Qualität aller vorgängig durchgeführten Arbeitsschritte
gerichtet sind. Dazu gehört die Analyse, welche Parameter das Resultat
bestimmen sowie Tests im Hinblick auf „completeness and consistency“ der Daten und
Annahmen sowie „soundness and robustness“ der Resultate. 129
Fragen zur Interpretation:
– Was sind die wesentlichen Erkenntnisse
– Welche Prozesse, Flüsse, Umweltveränderung, Schäden, etc. bestimmen
das Resultat
– Welchen Einfluss haben Variationen der Annahmen auf die Resultate
– Wie stark können Datenunsicherheiten das Resultat bestimmen
– Welche Operationen und Daten sind aufgrund der gemachten Erkenntnisse an
eine veränderte Wahrnehmung anzupassen (Iteration der Operationen)
– Welche Schlussfolgerungen und Empfehlungen können formuliert werden
Von besonderer Bedeutung sind hierbei Sensitivitätsanalysen: sie bestehen in der
plausiblen Variation getroffener Annahmen und legen deren Einfluss auf das Resultat
offen. Unsicherheitsanalysen hingegen dienen der Ermittlung der wahrscheinlichen
Bandbreite der Resultate, wenn die Qualität der Daten einbezogen wird. Sie sollen
zeigen, ob überhaupt wissenschaftlich valide Ergebnisse erzielt werden können. Die
Konsistenzprüfung zielt schliesslich darauf ab, die Kompatibilität der Datengrundlagen,
Annahmen und Modelle aus einer Gesamtbetrachtung heraus zu ermitteln. Sie zeigt
allfällige Bruchstellen beim Zusammenfügen verschiedener Daten und Modelle auf.
Grundsätzlich könnten alle Operationen der Interpretation direkt den drei anderen
Schritten der Ökobilanzierung zugeordnet werden. Deshalb ist dieses Element in der
Abbildung des Grundrasters der Ökobilanzierung auch grafisch neben die anderen
129
Guinée, 2002, S.97.

Kapitel 4: Phase der Differenzierung und Operationalisierung 65
Schritte gestellt worden (siehe Abbildung 4.3). Eine explizite Erwähnung der
Interpretation als zwingende Kategorie von Operationen der Ökobilanzierung wird
jedoch allgemein anerkannt, weil viele Studien in der Vergangenheit ihre
Schlussfolgerungen auf letztlich sehr schwachem Fundament und ohne kritische
Reflexion der Annahmen, Vorgehensweisen und der Datenqualität gezogen hatten.
Die in der Abbildung dargestellte Anordnung der Elemente und der sie verbindenden, in
beide Richtungen verlaufenden Pfeile stellt zudem eine ganz zentrale Erkenntnis der
Ökobilanzforschung heraus: Ökobilanzierung ist kein sequentieller, sondern vielmehr
ein iterativ zu durchlaufender Prozess. In jedem Schritt können Erkenntnisse gewonnen
werden, welche ggf. eine Revision vor- oder nachgelagerter Operationen erfordern. Die
Operationen sind erst dann abgeschlossen, wenn man ein konsistentes Gesamtbild
herstellen kann. Dieses Vorgehen macht deutlich, dass Ökobilanzierung als
Lernprozess konzipiert wurde. Dieser Lernprozess ist in jeder konkreten Anwendung
der Methodik zu durchlaufen. Er ist aber gleichzeitig auch ein Abbild des Lernprozesses
des Projekts Ökobilanz selbst, wie wir im folgenden Abschnitt ausführlich nachweisen.
4.3 Kritische Operationen der Ökobilanzierung
Die vorgestellten vier Elemente stellen sowohl den Ausgangspunkt der Ökobilanzforschung
der 90er Jahre als auch den heute noch geltenden Konsens zur
Strukturierung der vielfältigen Arbeitsschritte dar. Als kritisch, also für das Resultat von
Ökobilanzen besonders entscheidend und für die Methodik charakteristisch, haben wir
nachfolgende 5 Operationen näher zu betrachten:
- Definition der Funktionellen Einheit
- Systemabgrenzung und Allokation von Stoffen
- Beschreibung der Prozesse mittels Stofffluss-Indikatoren
- Selektion und Modellierung von Wirkungsketten
- Gewichtung zu einem Gesamtindikator Umweltbelastung
Sie stellen erhebliche Erweiterungen gegenüber den pragmatischen Ökobilanzansätzen
der Pionierphase dar und haben wesentlich zur Verwissenschaftlichung der
Ökobilanzierung beigetragen. Ihre Charakterisierung im Rahmen des nun folgenden
Abschnitts wird zudem aufzeigen, welche Präzision man von Ökobilanzen realistischerweise
erwarten darf.

66 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
4.3.1 Definition der Funktionellen Einheit
Ein bedeutender Meilenstein der Ökobilanz-Entwicklung stellte die Erkenntnis dar, dass
das Objekt der Untersuchung anhand seines Nutzens beschrieben werden sollte. 130
Was zunächst trivial klingen mag, ist in der Praxis meistens nur mit Mühe zu bewerkstelligen
und für das Resultat von erheblicher Tragweite.
So war es zunächst in den zahlreichen Verpackungsstudien durchaus üblich, eine Glasflasche
mit einer PET-Flasche zu vergleichen. In Wirklichkeit interessiert aber vielmehr
die Frage: „Was braucht es, um eine bestimmte Menge eines Getränks sicher, über
eine bestimmte Zeit und in guter Qualität zum Konsum bereitzustellen“ Geht man
dieser veränderten Fragestellung nach, kann resultieren, dass es im Durchschnitt pro
konsumierte Einheit Getränk mehr Glasflaschen als PET-Flaschen braucht, da erstere
auf dem Weg im statistischen Mittel mit einer Wahrscheinlichkeit von beispielsweise 5%
zerbrechen wird. In diesem Falle sind für eine Tonne konsumbereites Getränk 1'050
Glasflaschen sowie zusätzliche 50 kg Getränk und allenfalls damit verbundene
zusätzliche Transporte, Kühlung, etc. notwendig. Andererseits verdirbt das Getränk
unter Umständen in der Plastikflasche schneller, da PET lichtdurchlässiger ist und auch
Kohlensäure durch das Material austreten kann. Infolge dieses Ausschusses müssen
dann ebenfalls sowohl mehr Flaschen als auch mehr Getränk, Transporte, Kühlleistung,
etc. pro konsumierte Einheit aufgewendet werden.
Mit der Einführung der Forderung, eine Funktionelle Einheit explizit zu definieren 131 ,
wurden materiell sehr unterschiedliche, aber in ihrem Nutzen vergleichbare Produkte
oder Prozesse plausibler vergleichbar. Ein bekanntes Beispiel dazu betrifft
verschiedene Techniken zum Trocknen der Hände –Baumwolltuch, Einwegpapiertuch
oder elektrischer Händetrockner. 132 Wie sich herausstellte, ist dabei nicht die vom
Hersteller spezifizierte Nutzungseinheit (ein Papiertuch, einmal Knopfdrücken, etc.),
sondern das effektive Verhalten der Konsumierenden ausschlaggebend: Denn
Beobachtungen zur realen Nutzung zeigen, dass die meisten Konsumierenden nicht
einfach nur ein Papiertuch, sondern zwei bis drei Papiertücher benutzen und dass der
Knopf des Heizlüfters in der Regel zweimal gedrückt wird. Entsprechend müssen die
Resultate der Sachbilanz bezogen auf die Funktionelle Einheit Trockene Hände zwei
bis dreimal, resp. zweimal höher veranschlagt werden, als wenn auf die vom Hersteller
vorgesehene Einheit abgestellt würde.
Das Denken in Nutzen, resp. Funktionen ist geeignet, relevante Sachverhalte zur
Bestimmung der Umweltbelastung zu Tage zu fördern, die ein einfaches Abstellen auf
das Produkt selbst nicht offenbaren würde. Diese Unterschiede können eine ganze
Reihe von Prozessen des zu betrachtenden Systems betreffen und würden, blieben sie
unentdeckt, die Resultate aller nachfolgenden Berechnungen verzerren.
Die Definition einer angemessenen Funktionellen Einheit erfordert ein gutes
Verständnis sowohl des Lebensweges als auch der Funktion des zu analysierenden
130
Umweltbundesamt, 1992, S. 24.
131
Siehe Sundmacher, 2002, S. 45 – 53.
132
Guinée, 2002, S. 473.

Kapitel 4: Phase der Differenzierung und Operationalisierung 67
Produkts, resp. des effektiven Verhaltens der -entlang des gesamten Lebensyzklus -
beteiligten Personen. 133
Schwierig ist die Bestimmung einer Funktionellen Einheit in der Praxis auch deshalb,
weil ein Produkt meistens mehrere Funktionen erfüllt. So haben Getränkeverpackungen
nicht nur die Bereitstellung zum Konsum, sondern auch eine kaufwirksame Darstellung
des Produkts zum Ziel. Oder verschiedene Techniken zum Händetrocknen müssen
auch hygienische Anforderungen erfüllen. Man kommt dabei in der Regel nicht umhin,
über plausible Annahmen erhebliche Vereinfachungen der Realität einzuführen. Die
Ökobilanzforschung empfiehlt, die Zielgruppen der Untersuchung in diese Definitionsarbeit
einzubinden. Dies geschieht heute beispielsweise im Rahmen von Ökobilanzen,
die zur Ermittlung von Kriterien zur Vergabe von Umweltkennzeichen erstellt werden.
Fazit: Die Festlegung einer nutzenbezogenen Funktionellen Einheit ist geeignet, die
Präzision von Ökobilanzresultaten erheblich zu erhöhen. Sie ist aber in den meisten
Fällen eine willkürliche Vereinfachung der Realität und damit angreifbar.
4.3.2 Systemabgrenzung und Allokation
Die Definition von Systemgrenzen, resp. die Allokation von Stoffflüssen auf
verschiedene Prozesse, wurde in den 90er Jahren von der Ökobilanzforschung
ebenfalls als entscheidende Operation herausgearbeitet. IM Zentrum der Diskussion
standen die Auswirkungen unterschiedlicher Systemabgrenzungen und Allokationen auf
alle Elemente der Ökobilanzierung (Sachbilanz, Wirkungsanalyse & Gewichtung, Interpretation).
Im Wesentlichen geht es dabei um drei Arten von Abgrenzungen:
- Identifikation und Auswahl der relevanten Prozesse
- Umgang mit Folge-Prozessen, multifunktionalen Prozessen, resp.
Kuppelprodukten
- Abgrenzung des zeitlichen und geografischen Geltungsbereichs der
Untersuchung, der gewählten Daten und Modelle
4.3.2.1 Identifikation und Auswahl der relevanten Prozesse
Um die realen Prozessketten eines zu betrachtenden Systems vollständig zu erfassen,
wäre stets ein unendlich komplexes Modell notwendig. Nimmt man beispielsweise einen
unscheinbaren Zahnstocher als Ausgangspunkt, stellt sich die Frage nach der
Motorsäge, die den Baum gefällt hat, nach dem Sägewerk, in welchem der Baum
verarbeitet wurde, nach der Ölraffinerie, welche das Benzin für den Traktor aufbereitet
hat und den Bohrturm, aus welchem das dazu verwendete Rohöl stammt, etc.. Eine
Vereinfachung und Konzentration auf die relevanten Prozesse ist deshalb unabdingbar.
133
Siehe Thalmann, 1983, S.4 oder Sundmacher, 2002, S. 45 – 53.

68 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Es stellt sich die Frage, wo und wie man die Grenzen der Bilanzbetrachtung ziehen soll,
ohne dass relevante Prozesse unberücksichtigt bleiben.
Als mögliche Abschneidekriterien wurde von verschiedenen Autoren vorgeschlagen, auf
den Einbezug von Hilfsstoffen, Anlagen, resp. Investitionsgütern, unsicheren Daten
oder von Unfällen, resp. Risiken zu verzichten. Für jeden einzelnen dieser Aspekte
konnte jedoch anhand konkreter Beispiele gezeigt werden, dass es Fälle gibt, in denen
sie das Resultat massgeblich beeinflussen. 134
Abbildung 4.4: Aspekte der Systemabgrenzung 135
Die Forschung kann hier also keine allgemeingültige Anweisungen geben, sondern
allenfalls Erfahrungswissen aus bereits durchgeführten Studien zu bestimmten
Produkten, Prozessen oder auch bestimmten Branchen aufbereiten. Allenfalls können
sogenannte Proxy-Indikatoren als Indizien für die Relevanz einzelner Prozesse, resp.
Stoffflüsse herangezogen werden: Kosten, Masse, Energieinhalt, kumulierter Materialoder
Energieaufwand, Giftklasse, etc.. Eine weitere behelfsmässige Empfehlung lautet,
zunächst alle verfügbaren Prozessdaten, deren Einbezug ohne grossen Aufwand
möglich ist (beispielsweise aus der Literatur oder aus Datenbanken) in die
Untersuchung einzubeziehen, also das zu untersuchende System so weitläufig wie
möglich zu gestalten. Je nach Verlauf der Untersuchung sind die getroffenen Ab-
134
Frischknecht, R.: Goal and Scope Definition and Inventory Analysis, in: Udo de Haes, H., Wrisberg, N.:
Life Cycle Assessment. State of the Art and Research Priorities: Results of LCANET, Bayreuth, 1997,
S. 7 oder Mauch, W.: Kumulierter Energieaufwand für Güter und Dienstleistungen, Dissertation,
Universität München, 1993, S. 104 oder Gensch, C.-O.: Erfahrungen bei der Erstellung von Produktökobilanzen
und Produktlinienanalysen in Zusammenarbeit mit der Industrie, in: Griesshammer, R.,
Pfeifer, R.: 2.Freiburger Kongress „Produktlinienanalyse und Ökobilanz“; Werkstattreihe des Öko-
Instituts Freiburg; Nr. 83; S 1993, S. 71.
135
Darstellung aus Sundmacher, 2002, S. 57.

Kapitel 4: Phase der Differenzierung und Operationalisierung 69
grenzungen flexibel zu modifizieren: als irrelevant erkannte Prozesse auszuschliessen
oder allenfalls nachträglich erkannte Prozesse zusätzlich in das System aufzunehmen.
Demnach lässt sich eine praktikable Lösung nur aufgrund eines anwendungsspezifischen
Kompromisses formulieren, der sich aus dem Ziel der Untersuchung, dem
Vorwissen sowie der Datenverfügbarkeit ergibt. Entsprechend haben sich in der Praxis
allenfalls Usanzen und Konventionen entwickelt, auch wenn deren wissenschaftliche
Validität nicht grundsätzlich gesichert ist.
In der Praxis wird die Allokation denn auch nicht einheitlich und stringent
vorgenommen: Beispielsweise werden Unternehmungsökobilanzen generell und
Produktökobilanzen in der Regel ebenfalls, ohne Einbezug von Anlagen und
Investitionsgütern modelliert. Im Gegensatz dazu werden häufig verwendete Standard-
Ökoinventare zu Energieversorgungs- und Entsorgungsprozessen unter Einbezug der
Anlagen erhoben. Dies hat zur Folge, dass in vielen Studien keine logisch einheitliche
Systemabgrenzung über alle Prozesse stattfindet, sondern das die Systemgrenzen je
nach Datenquelle und Prozess unterschiedlich ausfallen.
4.3.2.2 Umgang mit multifunktionalen Prozessen, resp. Kuppelprodukten
Die Frage der Systemabgrenzung stellt sich jenseits der Bestimmung der Relevanz
einzelner Prozesse auch bezüglich des Umgangs mit allenfalls auftretenden Folge-
Prozessketten, resp. der Multifunktionalität von Prozessen.
Folgeprozesse liegen vor, wenn ein Stofffluss aus dem untersuchten System in andere
Systeme –Produkte oder Unternehmen -eingeht und dort weiteren Nutzen stiftet, resp.
Funktionen erfüllt.
Werden die Abfälle eines Produktes wiederum zum Rohstoff anderer Prozesse –
beispielsweise im Falle von Recycling oder Downcycling von Materialien wie Metallen,
Kunststoffen oder organischen Stoffen stellt sich die Frage, welcher Anteil der Inputs
aus der Natur und Outputs an die Natur welchem dieser beiden Systeme belastet
werden soll. Ist der Rohölbedarf der Kunststoffherstellung einzig dem Erstprodukt oder
auch dem rezyklierten Folgeprodukt anzurechnen
Gerade bei den – heute in Ökobilanzen fast immer anzutreffenden - Recycling-
Schlaufen 136 -kann technisch argumentiert werden, dass es ohne das Erstprodukt auch
kein Sekundärprodukt geben kann, und deshalb der Primär-Input auf alle Folgeprodukte
gleichmässig verteilt werden sollte. Genauso kann man aber auch plausibel machen,
dass ohne Recycling das Erstprodukt allein den gesamten Primär-Input verursacht und
dass der Abfall sozusagen eine ungenutzte Ressource darstellt, welche eben ohne
Primär-Input zur Verfügung steht. Tatsächlich wird von verschiedenen Autoren
postuliert, den Primär-Input allein dem Erstprodukt anzulasten, weil die Verwertung von
136
Siehe Ekvall, T., Tillmann, A.M.: Open-loop recycling: criteria for allocation procedures. The
International Journal of LCA, Nr. 2, 1997, 155 - 162.

70 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Abfällen gefördert werden solle und somit Recyclingprodukte einen ökologischen Vorteil
erhalten sollten.
Multifunktionalität liegt dann vor, wenn Prozesse aus verschiedenen Motiven heraus
betrieben werden. „Most industrial processes are multifunctional.“ 137 Ein häufiger Fall
stellen Kuppelprodukte dar: Sie sind in der Grundstoffindustrien der Normalfall,
beispielsweise bei der Förderung von gemischten Erzen (häufig: Kupfer, Gold und
Silber) oder bei der Raffinierung von Rohöl (Diesel, Benzin, Bitumen, Gas, etc.). Aber
auch Transport- oder Entsorgungsprozesse sind meistens multifunktional, indem das
Problem auftritt, dass mehrere Produkte gleichzeitig durch den Prozess fliessen und
ggf. - im Falle der Abfallverbrennung - gemeinsam für das Entstehen bestimmter
Schadstoffemissionen verantwortlich sind.
In der Praxis werden bei Materialien häufig der Wert (Kosten oder Preis) zur Allokation
der Inputs und Outputs auf die verschiedenen Produkte verwendet, bei Abfällen das
Gewicht oder das Verhältnis bestimmter Inhaltsstoffe (Chloride, Schwermetalle,
organische Verbindungen, etc.).
Die Ökobilanzforschung kann auch hier keine wissenschaftlich eineindeutige Antwort
geben, sondern lediglich Faustregeln, Usanzen und Konventionen inventarisieren und
zu deren Operationalisierung allenfalls korrekte Vorgehensweisen aufzeigen. Die
entsprechenden Empfehlungen werden unter dem Stichwort der Allokationsmethoden
zusammengefasst. Sie werden in der Literatur sowohl unter dem Titel von Zieldefinition
138 139
und Untersuchungsrahmen als auch unter der Sachbilanzierung diskutiert.
Sundmacher hat die Literatur zu dieser Frage systematisch aufgearbeitet. 140 Seine
Schlussfolgerung lautet: „Vereinheitlichungen, ob sie nun auf der Grundlage von goodpractice-Sammlungen
oder aufgrund von theoretisch fundierten Systematisierungen
zustande kommen, werden nicht mehr sein können, als Empfehlungen.“...“Es bleibt
aber das zu lösende Problem einer hochgradigen Abhängigkeit des Ökobilanzergebnisses
von der konkret gewählten Allokation bestehen.“ 141
Ein Blick auf die Ökobilanz-Normierung illustriert diese Situation - am Beispiel der
Anweisungen zur Allokation aus ISO14041-Norm –eindrücklich: Es wird eine Abfolge
von Arbeitsschritten empfohlen, die verschiedenen Möglichkeiten Prioritäten zuordnet:
1. Priorität: Allokation vermeiden. „Whereever possible, allocation should be avoided.“
Dies soll durch eine Aufteilung des fraglichen Prozesses in Subprozesse erreicht
137
Guinée, 2002, S. 505.
138
Siehe Lindejier, E., Huppes, G.: Partitioning economic inputs and outputs to product systems, in:
Guinée, 2002, S. 675 – 692.
139
Siehe Hejiungs, R.: ASpecial View on the Nature of the Allocation Problem, in. The International
Journal of LCA, Nr. 3, 1998, 321 - 332.
140
Sundmacher, 2002, S. 91 – 109.
141
Sundmacher, 2002, S. 109.

Kapitel 4: Phase der Differenzierung und Operationalisierung 71
werden, für die dann Daten separat erhoben werden. Eine zweite Empfehlung zur
Vermeidung lautet: Das System möglichst so erweitern, dass die zusätzlichen
Funktionen der Kuppelprodukte des Prozesses Teil der Untersuchung werden.
2. Priorität. Wo Allokation nicht vermieden werden kann, sollte eine Aufteilung möglichst
so vorgenommen werden, dass die „underlying physical relationships“ korrekt wiedergegeben
werden.
3. Priorität: Wo die physikalischen Beziehungen „alone can not be established or used“
soll die Allokation so erfolgen, dass „other relationships are reflected“. Als
Möglichkeit werden dann ökonomische Beziehungen („economic value“) genannt.
Die hier geforderte Priorität der physikalischen Allokationsregel gegenüber einer
ökonomischen Aufteilung ist wissenschaftlich unhaltbar. Aufgrund der vagen
Formulierungen wird durch diese Norm keinerlei Formalisierung oder Vereinheitlichung
erreicht. In der Praxis wird bei der Primädatenerhebung denn auch sehr pragmatisch
von Fall zu Fall - unter Würdigung sowohl physikalischer als auch ökonomischer
Verhältnisse -vorgegangen, resp. es werden die, den aus Literatur oder Datenbanken
übernommenen Daten zugrunde liegenden Allokationen meistens einfach
übernommen.
4.3.2.3 Geltungsbereich von Untersuchung, Daten und Modellen
Schliesslich können –neben der Frage der Auswahl der relevanten Prozesse und der
Allokation -zeitliche und geografische Abgrenzungen der Untersuchung das Resultat
einer Ökobilanzierung ebenfalls massgeblich beeinflussen.
Der zeitliche Aspekt wurde insbesondere im Zusammenhang mit der Deponierung von
Abfällen durch eine Reihe von Autoren herausgearbeitet 142 :Emissionen von Deponien,
beispielsweise infolge der Auswaschung von Schwermetallen oder dem Abbau
organischer Verbindungen, verteilen sich auf Zeiträume von über 100 Jahren. Für die
Verwitterung einer ganzen Reaktor-Deponie wird mit Zeiträumen in der Grössenordnung
von 1'000 Jahren und mehr gerechnet. Es liegt auf der Hand, dass es für die
Bestimmung der Umweltbelastung einen Unterschied macht, ob Emissionen
konzentriert oder über derart lange Zeiträume verteilt anfallen. Sind diese Unterschiede
relevant, muss ihnen im Rahmen der Beurteilung Rechnung getragen werden können.
Entsprechend sind dann die Daten zeitlich differenziert zu dokumentieren, resp. zu
beurteilen. Ein konkretes Beispiel dazu bietet die Ecoinvent 2000 Qualitätsrichtlinie: Sie
sieht beispielsweise für Deponie- Sickerwasser eine zeitliche Abgrenzung vor und weist
diese in spezifischen Kategorien als water, river-long-term sowie water, groundwater-
142
Sundmacher, 2002, S. 58.

72 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
longterm aus. 143 Ähnliche Fragen stellen sich in Bezug auf die Transmission
(insbesondere Akkumulation) und Wirkung von Schadstoffen in der Umwelt.
Eine weitere, zeitliche Abgrenzung von hoher Relevanz besteht in der Frage des
Geltungsbereichs der verwendeten Daten und Modelle: Angesichts der grossen Menge
an benötigten Informationen, der entsprechenden Verfügbarkeitsproblematik und dem
Umstand, dass zumeist auf eine Vielzahl verschiedener Datenquellen zurückgegriffen
wird, zeigt die Erfahrung, dass häufig veraltete, resp. zeitlich stark auseinanderfallende
Datenbestände herangezogen werden. Unsere eigenen Untersuchungen 144 haben
beispielsweise offengelegt, dass die in Japan von vielen Unternehmen zur Erstellung
von Produktökobilanzen verwendete NIRE-Datenbank bezüglich Entsorgungsprozessen
in ihrer Version aus dem Jahr 2000 zu grossen Teilen auf BUWAL-Datenbeständen von
1991 aufbaut, welche sich wiederum auf Erhebungen und Literatur zum
technologischen Stand der Technik in den 80er Jahren abstützen. Dies kann –je nach
Fragestellung und dem angestrebten Geltungsbereich der Resultate -zu erheblichen
Verfälschungen führen.
Valide Daten müssen mit dem zeitlichen Geltungsbereich der durch die Untersuchung
angestrebten Aussagen übereinstimmen. Was hierbei noch als akzeptable Bandbreite
gelten darf, ist jedoch nicht klar feststellbar, sondern muss mit Blick auf die Datenverfügbarkeit
im Einzelfall bestimmt werden. Das führt in der Praxis dazu, dass man –
anstatt einen Prozess gar nicht einzubeziehen -im Sinne eines worst case Szenarios
Daten zu veralteten technischen Prozessen durchaus bewusst verwendet. Allenfalls
werden ältere Prozessdaten anhand einzelner, bekannter Parameter zu neueren
Prozesstechniken skaliert – beispielsweise anhand des Wirkungsgrads.
Geografische Abgrenzungen schliesslich können bei der Definition der Funktionellen
Einheit, bei der Prozessbeschreibung und wiederum bei der Wirkungsanalyse von
Relevanz sein. Beispiele dazu sind die geografisch unterschiedliche Wasserhärte zur
Bestimmung der benötigten Menge Waschmittel zur Erzielung einer bestimmten
Reinigungsleistung, die Abschätzung von Emissionen aus der Strombereitstellung
anhand des europäischen UCPTE-Verbunds (bestehend aus verschiedenen Bereitstellungstechnologien
und der netzspezifischen Übertragungsverluste) oder die Wirkung
des Säureeintrags in Böden verschiedener Pufferqualität.
Es wird anhand dieser Überlegungen rasch deutlich: Universell verwendbare Regeln
sind auch hier nicht rein wissenschaftlich und eineindeutig formulierbar. Es muss im
Einzelfall entschieden, und es müssen in der Regel verschiedene Annahmen getroffen
werden. Sekundärdaten sind entsprechend auf ihre Übereinstimmung den
143
Frischknecht, R., et.al.: Qualitätsrichtlinien Ecoinvent 2000, Arbeitspapier, Uster, 2002, S. 4.
144
Sinum AG: Aufbereitung der NIRE Datenbank für die Verwendung mit der Ökobilanz-Software REGIS,
interne Dokumentation, St. Gallen, 2003.

Kapitel 4: Phase der Differenzierung und Operationalisierung 73
Abgrenzungen der konkreten Untersuchung zu prüfen. Dies ist in der Praxis angesichts
dürftiger Dokumentationen oder aufgrund der hohen Komplexität nur selten möglich.
4.3.2.4 Fazit: Systemabgrenzung und Allokation - zentrale Vorsteuergrössen
Beide Schritte lassen sich nicht wissenschaftlich eineindeutig formalisieren. Es lassen
sich allenfalls für spezifische Fragestellungen und Untersuchungsgegenstände
Usanzen und Konventionen und in diesem Sinne eine konstruierte Objektivität
etablieren.
Der Nutzen dieser Operation darf jedoch nicht ausgeblendet werden: wer sich intensiv
mit den entsprechenden Fragestellungen auseinandersetzt, lernt Zusammenhänge und
Abhängigkeiten verstehen und kann identifizieren, mit welchen Parametern allenfalls
Sensitivitätsanalysen vorzunehmen sind. Ein umfassendes Systemverständnis trägt
auch zur Immunisierung der Resultate bei und kann die Herausbildung von Usanzen
und Konventionen beeinflussen. Die Ökobilanzforschung betont entsprechend die
Bedeutung einer bewussten Auseinandersetzung mit diesen Fragen und fordert, dass
die Abwägungen als auch die schliesslich getroffenen Annahmen transparent gemacht
werden. Eine Aussagekraft der Resultate ist ohne diese Informationen zur Abgrenzung
und Allokation nicht gegeben.
Wurden die Grenzen des Systems festgelegt, so besteht eine zweite kritische Operation
in der Beschreibung der eingeschlossenen Prozesse im Rahmen der Sachbilanzierung:
4.3.3 Beschreibung der Prozesse mittels Stofffluss-Indikatoren
Die Sachbilanz stellt das in Form von Daten erzeugte Abbild des zu untersuchenden
Systems von Prozessen dar. Die Beschreibung der als relevant identifizierten Prozesse
erfolgt mittels stofflicher Indikatoren (und Energie).
„Indikatoren können als eine Form der Repräsentanz von Realität aufgefasst werden.
(...) sie sind häufig „pars pro toto“-Konstruktionen, in denen ein Teil des Wirklichkeitsphänomens
als kennzeichnend für das gesamte Phänomen gewertet wird.“ 145
Idealerweise müssen Indikatoren mit vertretbarem Aufwand, resp. ausreichender
Genauigkeit messbar - resp. entsprechende Werte verfügbar -sein und die für die
konkrete Fragestellung relevanten Aspekte - Umfang und Wirkung - abbilden können.
Wie wir bereits festgestellt haben, ist der Anspruch vollständig ausgeglichener Input-
Output-Prozessbeschreibungen in der Praxis nicht einlösbar. Die Ökobilanzierung ist
hier – wie jede andere empirische Wissenschaft – durch die technischen und
ökonomischen Möglichkeiten der Datenerhebung eingeschränkt.
Bedenkt man, dass ein einzelner Stoff in Tausenden von Varianten vorliegen kann
(beispielsweise das Pestizid Toxaphen in 60'000 möglichen Varianten 146 )und mit Blick
145
Sundmacher, 2002, S. 80.
146
Interview mit dem Toxikologen Vyvyan Howard in: Umwelt für Europäer, Informationsblatt der General-

74 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
auf die in Abschnitt 2.1.2 angesprochene Komplexität ökologischer Fragestellungen
wird klar, dass im Rahmen der Indikatorenauswahl erhebliche Vereinfachungen
getroffen, resp. erhebliche Informationsverluste in Kauf genommen werden müssen.
Diese Vereinfachungen beziehen sich nicht nur auf den Umfang der Indikatorenliste
einer Sachbilanz (stoffliches Auflösungsvermögen) und auf den Aggregationsgrad eines
bestimmten Indikators, sondern zusätzlich auf den ökologischen Kontext eines zu
beschreibenden Stoffes. Hinzu kommt, dass eine korrekte Interpretation der
gemessenen Werte häufig von der Kenntnis von Eigenschaften, resp. Zuständen des
zugrundeliegenden Prozesses abhängig ist. Durch die im Rahmen der Sachbilanzierung
praktizierten Summierung der Inputs aus der Natur und Outputs an die
Natur über verschiedene Prozesse entstehen weitere Informationsverluste.
Es stellt sich die Frage, welche Konsequenzen sich durch die im Rahmen der Sachbilanzierung
entwickelten Beschreibungen der Wirklichkeit für die Aussagekraft der
Resultate ergeben. Wir untersuchen dazu - in Ergänzung zur bereits unter der
Systemabgrenzung beleuchteten Problematik der Allokation -vier weitere, von der Ökobilanzforschung
als kritisch identifizierte Aspekte:
- Auswahl und Umfang der Indikatoren
- Informationsgehalt und Aggregationsstufe der Indikatoren
- Kontext-Gebundenheit stofflicher Eigenschaften
- Linearisierung und Virtualisierung der Prozess-Abbildung
4.3.3.1 Auswahl und Umfang der Indikatoren
Betrachtet man das Auflösungsvermögen der Pionier-Ökobilanzen der 70er Jahre so
umfassten deren Sachbilanz Inputs aus der Natur und Outputs an die Natur im
Umfange von 10 bis 20 Indikatoren. Müller-Wenks Ökologische Buchhaltung wies als
Input-Indikatoren Rohöl, Eisen, Mangan, Zinn und Blei aus (neben daraus gefertigten
Materialien, resp. Elektrizität, Benzin, Heizöl) und kannte auf der Output-Seite ungiftige
Abfälle, den Phosphorgehalt des Abwassers sowie die gasförmigen Emissionen SO 2 ,
CO, CO 2 ,HCL, sowie die Gruppe der Stickoxide (NO X )und den Summenparameter
Kohlenwasserstoffe - insgesamt 4 Inputs aus der Natur und 8 Outputs an die Natur.
Heute umfassen hingegen die -vorwiegend in Europa -entwickelten Standard-Ökoinventare
für viele Basismaterialien, Energiebereitstellungs- und Entsorgungsprozesse
mehrere Hundert Indikatoren. Diese enorme Ausweitung des Auflösungsvermögens hat
wesentlich damit zu tun, dass mittlerweile sehr umfangreiche Prozessketten einbezogen
werden. Entsprechend steigt die Vielfalt der zu berücksichtigenden Materialien sowie
der zu ihrer Bereitstellung wiederum benötigten Inputs aus der Natur und Outputs an
die Natur. Solch umfangreiche Standard-Ökoinventare werden im Rahmen sehr
direktion Umwelt, Europäische Kommission, Nr. 15, Februar 2004, S. 12.

Kapitel 4: Phase der Differenzierung und Operationalisierung 75
aufwendiger Forschungsprojekte gewonnen und dann den Ökobilanzierenden in Form
von Datenbanken zur Verfügung gestellt.
Im Rahmen der meisten Ökobilanzen beschränkt sich die Primärdatenerhebung
hingegen auf das unmittelbar Greifbare, also beispielsweise die im Unternehmen
angesiedelten Prozesse. In seltenen Fällen werden für den Hauptstrom (beispielsweise
Papier in der Zeitungsherstellung) die Daten zentraler Prozesse bei Lieferanten und
Kunden erhoben. Der Umfang der Primärdaten ist in der Regel durch die Faktoren
Aufwand, resp. die unabhängig von der Untersuchung bestehende Datenverfügbarkeit
beschränkt. Er bewegt sich je nach Fragestellung und System zwischen einigen
wenigen bis einigen Dutzend Materialien und Emissionen.
Während für Materialien und Rohstoffe, Zwischenprodukte, etc. Daten aus der Finanzbuchhaltung
oder Produktionsplanung relativ einfach ermittelt werden können, da sie
Kosten verursachen 147 ,wird die Datenverfügbarkeit bezüglich Emissionen stark durch
die umweltpolitischen Rahmenbedingungen geprägt – also beispielsweise durch die von
den Behörden verlangten Messungen zur Kontrolle der Einhaltung von Grenzwerten. 148
Eigens für Ökobilanzen werden in der Regel keine zusätzlichen Emissions-Messungen
durchgeführt. Man behilft sich dazu häufig mittels sogenannter Emissionsfaktoren.
Diese aus der Literatur übernommenen Umrechnungen erlauben eine Abschätzung der
Emissionen aus den eingesetzten Inputs (beispielsweise CO 2 aus dem fossilen
Energieverbrauch). In diesem Fall bestimmt dann das Auflösungsvermögen der
verwendeten Tabelle über den Umfang der Indikatoren zur Beschreibung eines
Prozesses.
Die gemessenen oder geschätzten Primärdaten zu Materialien und Emissionen werden
-wie oben bereits beschrieben -, mit den verfügbaren Standard-Ökoinventaren für eine
Vielzahl von Materialien sowie Abfällen und Abwässern zu Inputs aus der Natur und
Outputs an die Natur umgerechnet.
Durch die Umrechnung wird das Auflösungsvermögen erheblich ausgeweitet und dann
–je nach Fragestellung (und Vorliebe der Ökobilanzierenden) allenfalls in einem dritten
Schritt wieder auf die als relevant erachteten Indikatoren reduziert. Häufig wird aber mit
allen verfügbaren Daten weitergearbeitet. In beiden Fällen wird Auswahl und Umfang
der Indikatoren massgeblich fremdgesteuert, resp. durch die Standard-Ökoinventare
geprägt.
4.3.3.2 Informationsgehalt und Aggregationsstufe der Indikatoren
Betrachtet man nun den Informationsgehalt der einzelnen Indikatoren, so ist zunächst
einmal deren Aggregationsstufe ausschlaggebend: Als Aggregationsstufen lassen sich
verschiedene Varianten eines Elements (beispielsweise Eisen-Ionen: Fe 2+ ,Fe 3+ ,etc.)
147
Siehe Kytzia, S: Die Ökobilanz als Bestandteil des betrieblichen Informationsmanagements, Rüegger,
Chur, 1995, S. 41. oder Tarara, 1997, S. 38.
148
Sundmacher, 2002, S. 89.

76 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
verschiedene Formen eines Einzelstoffes (beispielsweise Sauerstoff: O, O 2 )oder eine
Zusammenfassung von Formen eines Einzelstoffes (Sauerstoffverbindungen:
Sauerstoff und Ozon: O, O 2 , O 3 ) verstehen. Aber auch verschiedene, jeweils unter
spezifischen Gesichtspunkten wie Messbarkeit, Aggregatszustand oder spezifische
Wirkung gebildete Summenparameter werden als Indikatoren zur Beschreibung von
Stoffen verwendet. Beispiele wären flüchtige organische (sprich Kohlenstoff C
enthaltende) Verbindungen, ausgewiesen als VOC (Volatile Organic Compounds) oder
der chemische Sauerstoffbedarf CSB für diverse Stoffe nach Einleitung in ein
Gewässer. Ein bestimmter Einzelstoff kann von mehreren solchen Summenparametern
bezüglich einer jeweils spezifischen Eigenschaft repräsentiert werden –beispielsweise
Methan als VOC oder als Treibhausgas.
Einzig nicht-aggregierte – das heisst: bis auf Varianten von Einzelstoffen hinunter
reichende - Indikatoren (beispielsweise Chlorid-Ion Cl - ) erlauben grundsätzlich das
trennscharfe Erfassen der ökologischen Eigenschaften eines Stoffes. In der Praxis ist
dies jedoch mangels Datenverfügbarkeit, resp. infolge hoher Kosten der erforderlichen
Analytik nur in Ausnahmefällen möglich. Zur Einhaltung vieler Grenzwerte kommen
deshalb in der Regel Zusammenfassungen von Formen eines Einzelstoffes (NO X ,SO X ,
etc.) oder - insbesondere bei der Erfassung der Abwasserbelastung –
Summenparameter (CSB, TOC, DOC, PAK) oder gar reine Zustandsindikatoren ohne
stofflichen Informationsgehalt – beispielsweise der PH-Wert – zum Einsatz.
Die Bestimmung der Aggregationsstufe von Indikatoren in Ökobilanzen wird entsprechend
in der Regel nicht spezifisch für eine Fragestellung vorgenommen, sondern
durch die Datenverfügbarkeit bestimmt. Es wird also das Aggregationsniveau der
gesetzlich vorgeschriebenen und durch die Behörden standardisierten Messungen oder
der allenfalls verwendeten Emissionsfaktoren übernommen. Damit werden Prozesse
nicht durchgehend auf einer bestimmten Aggregationsstufe beschrieben, sondern je
nach Indikator repräsentieren unterschiedliche Aggregationsstufen die entsprechenden
Flüsse: von der untersten Stufe (beispielsweise Ammonium in Wasseremissionen) über
Einzelstoff-Indikatoren (beispielsweise CO) oder Stoffgruppen (SO X , NO X , Gesamtstickstoff,
etc.) bis Summenparameter (CSB, TOC, PAK, etc.). Somit wird nicht nur der
Umfang der Indikatoren, sondern auch das Aggregationsniveau einzelner Indikatoren in
der Praxis stark fremdgesteuert und durch Konventionen und Usanzen geprägt.
4.3.3.3 Kontext-Gebundenheit stofflicher Eigenschaften
Der Informationsgehalt eines Indikators ist aber nicht vom Aggregationsgrad allein
abhängig: zur Ermittlung seiner ökologischen Bedeutung ist der jeweilige Kontext eines
Stoffes entscheidend. Dieser ökologisch relevante Kontext lässt sich insbesondere
chemisch-physikalisch (Zusammensetzung, Temperatur, Druck, etc.), geografisch
(beispielsweise am Punkt der Emission, in einem ganz bestimmten Abschnitt eines

Kapitel 4: Phase der Differenzierung und Operationalisierung 77
Flusses, in einem bestimmten Fluss, in schweizerischen Flüssen, in europäischen
Flüssen, etc.) sowie zeitlich (unmittelbar nach der Emission, nach 1Tag, nach 100
Jahren, etc.) beschreiben.
Das Beispiel der Wirkung von NO X inBezug auf die Bildung bodennahen Ozons kann
diese Kontextgebundenheit illustrieren: NO X trägt bei bestimmten Verhältnissen zur
Bildung von Ozon bei. Nach Überschreitung einer bestimmten –kontextabhängigen –
Konzentrationsschwelle beginnt NO X hingegen Ozon abzubauen. Dieser Schwellenwert
ist von der Zusammensetzung der Luft sowie von Temperatur, Druck und Sonneneinstrahlung
abhängig. Dies erklärt das in der Schweiz häufige Phänomen, dass die
Immissionswerte für bodennahes Ozon in ländlichen Gegenden zeitweise deutlich
höher ausfallen, als in den erheblich stärker mit NO X belasteten urbanen Zentren.
Damit ist die Vielfalt zu erfassender Kontexte und damit die Komplexität der zu
beschreibenden Situationen, wie schon bei der Frage der Systemabgrenzung in Bezug
auf die Vernetzung von Prozessketten diagnostiziert, unendlich gross.
Eine ökologisch ausreichend genaue Charakterisierung eines Stoffes kann deshalb
letztlich nur mit Bezug zu einem bestimmten, recht allgemein bestimmbaren Phänomen
regionaler, nationaler oder globaler Dimension (Treibhauseffekt, Bodenversauerung,
etc.), welches sich statistisch fassen lässt, bestimmen.
In der heutigen Praxis der Ökobilanzierung wird der Kontext der einzelnen Indikatoren
in der Regel ausgeblendet, resp. ausser Acht gelassen. Rohstoffentnahmen werden im
Hinblick auf eine grundsätzliche, globale Ressourcenknappheit erhoben, unabhängig
von der spezifischen Umweltproblematik einer Erzmine oder Kiesgrube. Und nicht nur
Emissionen, welche globale Wirkungen -Treibhausgase oder ozonschichtabbauende
Stoffe –sondern auch in ihrer Wirkung stark von einer lokalen Situation bestimmte
Indikatoren (beispielsweise VOC, CSB, Schwermetalle, etc.) werden üblicherweise
losgelöst von ihrem Kontext einfach über die verschiedenen Prozesse hinweg aufsummiert.
Eine Sachbilanz weist entsprechend eine bestimmte Menge NO X aus und dieses wird in
der Wirkungsanalyse oder Gewichtung gesamthaft beurteilt, unabhängig davon, ob die
Emission in einer stark belasteten Stadt, über dem Ozean oder allenfalls in der Stratosphäre
emittiert wurde. Die Präzision vieler im Rahmen der Sachbilanzierung
ausgewiesener Indikatoren ist somit aus ökologischer Sicht erheblich eingeschränkt.
Es besteht die Gefahr, die Beurteilung der Umweltbelastung sehr stark zu verfälschen:
Denn zumeist wird aus der Optik einer hohen Belastungssituation heraus –etwa unter
dem Eindruck noch immer überschrittener Immissionsgrenzwerte für NO X in vielen
Schweizer Städten –die gesamte Emissionsmenge an NO X beurteilt, obwohl vielleicht
ein Grossteil der ausgewiesenen Emissionen –beispielsweise bei der Beurteilung von
Transporten per Schiff – in einem vollkommen anderen Kontext emittiert werden.

78 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Ökobilanzen für Produkte und Unternehmen mit mehreren Standorten sind
zwangsläufig immer mit dieser Problematik behaftet. Das hat die Ökobilanzforschung
deutlich herausgearbeitet und damit einen der gewichtigsten, grundsätzlichen Kritikpunkte
an der Methodik aufgegriffen. Sie versucht zunehmend, diesem Umstand
Rechnung zu tragen, indem kontextbezogene Indikatoren postuliert und neuestens
auch im Rahmen von Standard-Ökoinventar-Datenbanken ausgewiesen werden. Als für
Ökobilanzen taugliche Kontext-Ebenen von Indikatoren werden u.a. vorgeschlagen:
Arbeitsumgebung, dicht besiedeltes Gebiet, resp. wenig besiedeltes Gebiet, oder
geografische Angaben (Tokyo, Japan, Ostasien, etc.).
Damit erhöht sich der Umfang an Indikatoren erheblich, da nun für viele Indikatoren
mehrere Varianten ausgewiesen werden sollten und es ergeben sich zusätzliche
Hierarchien der Sachbilanz-Struktur (Beispielsweise: 1.Stufe: NO X total, 2.Stufe: NO X
dicht besiedelt &NO X wenig besiedelt &NO X unspezifisch, etc.). Die Einführung solcher
Unterscheidungen ist bei der Primärdatenerhebung infolge der Kenntnis des
Messpunktes, resp. des Standorts des Prozesses durchaus möglich. Bei den Standard-
Ökoinventaren, welche sich auf ganze Kontinente beziehen und über eine Vielzahl von
Messpunkten gemittelte Indikatoren beinhalten, wird der Dokumentationsaufwand
entsprechend hoch.
Als eines der wenigen verfügbaren Beispiele von Standard-Datenbanken, die
kontextspezifische Indikatoren ausweisen, gilt das im Jahr 2003 publizierte Ecoinvent
2000 Datenformat 149 schweizerischer Ökoinventare 150 . Es unterscheidet zwischen
Emissionen in dichtbesiedelte resp. wenig besiedelte Gebiete sowie die traditionell
unspezifischen Emissionen. Zudem werden die Prozesse nach ihrem regionalen
Geltungsbereich charakterisiert (beispielsweise Schweiz, Europa, Welt).
Die Problematik des Kontextes von Stoffen stellt sich nicht nur im Rahmen der Sachbilanz,
sondern ebenfalls bei der Wirkungsanalyse und Gewichtung. Die
entsprechenden Modelle müssen dieselben kontextspezifischen Differenzierungen
aufweisen. Ansonsten werden die Emissionen zwar mit Kontextbezug in der Sachbilanz
ausgewiesen, danach jedoch von den verwendeten Wirkungs- und Gewichtungsfaktoren
unspezifisch beurteilt.
4.3.3.4 Linearisierung und Virtualisierung der Prozessabbildung
Der vierte kritische Aspekt der Beschreibung eines zu untersuchenden Systems betrifft
die Abbildungsqualität der Prozesseigenschaften.
Primärdaten, also durch die Ausführenden einer bestimmten Ökobilanzierung selbst
erhobene Daten zur Beschreibung der Prozesse, wie auch Sekundärdaten (Standard-
Ökoinventare, Emissionsfaktoren, etc.) basieren entweder auf einzelnen Messungen
149
Siehe auch Abschnitt 5.3.3.
150
Siehe www.Ecoinvent.ch.

Kapitel 4: Phase der Differenzierung und Operationalisierung 79
oder auf Mittelwerten aus mehreren Messungen unter ganz bestimmten Bedingungen.
In der Realität sind die effektiven Stoffflüsse vieler Einzelprozesse und die Beziehungen
zwischen verschiedenen Prozessen aber weder stetig, noch linear skalierbar, sondern
bewegen sich innerhalb von Bandbreiten und können ab bestimmten, technisch,
zeitlich, meteorologisch, ökonomisch, etc. Bedingten - sich allenfalls dynamisch
verändernden - Schwellenwerten schwerwiegende Änderungen erfahren.
Beispielsweise wird im Falle der Auslastung eines Prozesses (beispielsweise ein
Kraftwerk, eine Papiermaschine, ein Kühllager, etc.) ab einem bestimmten Schwellenwert
das Aufsetzen eines zweiten Prozesses für dieselbe Funktion benötigt und damit
der Mittelwert pro produzierte Einheit massgeblich verändert.
Es entspricht in der Ökobilanzierung der gängigen Praxis, auf der Basis eines einzelnen
Messpunktes oder einiger gemittelter Messwerte einen Prozess als lineare Input-
Output-blackbox darzustellen. Die reale Input-Output-Relation, resp. Funktion wird
dabei in der Regel nicht erfasst. Diese Art der Modellierung entspricht der
vorherrschenden Berechnungsmethode mittels Taschenrechner, resp. Programmen zur
Tabellenkalkulation und liegt ebenfalls den meisten Ökobilanz-Software-Programmen
zugrunde. 151 Die für die Abbildung von Prozessketten praktisch immer notwendigen
Sekundärdaten können im Rahmen der Umrechnungen auf die Funktionelle Einheit
ebenfalls nur linear skaliert werden. Arbeitet man in der Ökonomie häufig mit der
Annahme steigender Grenzkosten, so könnte man sagen, Ökobilanzen unterstellen in
der Regel, dass die Grenzkosten stabil den Durchschnittskosten entsprechen und damit
beliebig linear skaliert werden können. Eine offensichtlich wenig realistische
Unterstellung.
Hinzu kommt der oftmals virtuelle Charakter der Standard-Ökoinventare: Diese werden
über eine Vielzahl von unterschiedlichen -auch bezüglich ihres Auslastungsgrades oder
anderer relevanter Kontexteigenschaften verschiedenen -Prozessen als generischer
Mittelwert ausgewiesen. Dieser Wert bildet dann unter Umständen einen rein
statistischen Zusammenhang zwischen Inputs und Outputs ab, der so in der Realität
gar nicht vorkommt, sondern allein aufgrund der Mittelung technisch verschiedener
Prozesse und sehr unterschiedlicher Zustände dieser Prozesse resultiert. Die Ökobilanzforschung
hat die damit verbundenen Probleme an diversen Beispielen
untersucht.
Tatsächlich kann es dann vorkommen, dass sich die Bandbreiten der Input-Output-
Indikatorwerte unterschiedlicher Technologien in der Realität überlappen: die
modernste Verarbeitung von Frischfasern mit weitgehend geschlossenen Wasserkreisläufen
und hohem energetischen Wirkungsgrad kann dann bezüglich bestimmter
Emissionen deutlich vorteilhafter sein, als eine relativ veraltete Prozesskette zur
Herstellung von Recyclingpapier, - wenngleich im (generischen) Mittel aller
151
Siehe Abschnitt 5.3.3.

80 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
untersuchten Fälle resultiert, dass Recyclingpapier einem Frischfaserpapier deutlich
überlegen ist. 152
Greifbar wurde desweiteren, dass die in weit verbreiteten Standard-Ökoinventar-
Datenbanken enthaltenen Mittelwerte sehr unterschiedlich ausfallen können, wie die
nachfolgende Abbildung deutlich macht:
Abbildung 4.5: Vergleich von zwei bekannten Ökobilanz-Studien
Streuung des CBS-Wertes aus Abwässern von Zellstofffabriken und Vergleich mit den Mittelwerten aus
zwei bekannten Ökobilanz-Studien 153
Die Ökobilanzforschung ist sich der von uns als Linearisierung und Virtualisierung
bezeichneten Aspekte schon seit Mitte der 80er Jahre durchaus bewusst. 154
Festgestellte Bandbreiten von einem Faktor 20 für die Herstellung eines bestimmten
Materials stellten das Projekt Ökobilanz natürlich massiv in Frage !
Entsprechend wurde schon zu Beginn der 90er Jahre gefordert, Ökoinventar-Daten
nach dem technologischen Stand der Prozesse getrennt auszuweisen (beispielsweise
charakterisiert durch die installierten Umwelttechniken) oder Standarddaten nur für die
jeweils best available technology auszugeben. Desweiteren wurde empfohlen, die
Bandbreiten möglicher Prozesszustände statistisch zu beschreiben (Min- und Max-
Werte sowie die Verteilung – beispielsweise eine lognormal Verteilung); oder die
Unsicherheit anhand verschiedener Kriterien verbal-argumentativ und ggf. mittels einer
–analog zur Nutzwertanalyse subjektiven –Gewichtung in einer Masszahl zu erfassen
152
Siehe dazu beispielsweise einen Vergleich der Abwasserbelastung verschiedener Faser-Herstellprozesse
in Umweltbundesamt, 1992, Anhang 19.
153
Darstellung aus Umweltbundesamt, 1992, Anhang 20.
154
Eine Zusammenstellung entsprechender Befunde, resp. Lösungsvorschläge findet sich bereits in
Umweltbundesamt, 1992, S. 39 – 53.

Kapitel 4: Phase der Differenzierung und Operationalisierung 81
und somit für die Interpretation der Ergebnisse verfügbar zu machen. Jedoch stösst die
Beschreibung der Unsicherheiten auch auf methodische Grenzen: Bandbreiten lassen
sich nur für die untersuchte Stichprobe von Prozessen angeben. Es bleibt also die
Unsicherheit bezüglich aller nicht-untersuchten gleichartigen Prozesse, die sich nur
statistisch angeben lässt.
Heute ist eine technologische Charakterisierung der Prozesse (anhand der Technik und
des Alters der Messung) in der Regel verfügbar, ebenso ein allgemeiner, qualitativer
Hinweis auf die Datenqualität im Sinne einer ABC-Beurteilung (A=hohe Qualität, B=...).
Eine statistische Beschreibung der Datenqualität von Standard-Ökoinventaren (Bandbreiten
der Stichprobe sowie statistische Unsicherheit) hat sich jedoch angesichts des
Aufwands, resp. der sich bei deren Bemessung stellenden methodischen Probleme
noch nicht durchgesetzt. Auch hier markiert die bereits erwähnte Ecoinvent 2000
Datenbank best practice.
Abbildung 4.6: Kumulierte NO X-Emissionen eines Boilers
Beispiel für die Quantifizierung der Unsicherheit von Standard-Ökoinventaren, wie sie erstmals im
Rahmen der Ecoinvent 2000 Datenbank ausgewiesen werden Das Bild zeigt die Streuung der kumulierten
NO X-Emissionen eines Boilers inklusive Bereitstellung des Energieträgers. 155
Zum Umgang mit Nicht-Linearität von Prozessen wurde vorgeschlagen, die Prozesse
realistischer zu modellieren, indem für jede Input-Output-Relation zwischen den
Indikatoren entsprechende Formeln hinterlegt werden (stöchiometrische Gleichungen,
nicht-lineare Gleichungen, von Schwellenwerten gesteuerte alternative Gleichungen
mittels if-then-Abfragen, etc.). Dazu sind aber heute nur einzelne Ökobilanz-Software-
155
Darstellung aus Frischknecht, R.: Ecoinvent Database Methodology. Präsentation, Special LCA Forum
ETH Lausanne, Dezember 2003, S. 21.

82 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Werkzeuge in der Lage. 156 Liegt ein solches mathematisches Modell der untersuchten
Prozessketten vor, lassen sich verschiedenste Simulationen vornehmen, welche mittels
linearer Input-Output-Relationen nicht abgebildet werden können. Es können beispielsweise
Restriktionen wie die Einhaltung von Grenzwerten eingeführt und die Frage
beantwortet werden, bis zu welcher Auslastung, resp. welcher Menge Funktioneller
Einheiten ein Prozess gesetzeskonform betrieben werden kann. Die Modellierung der
Prozesse kann also erheblich näher an die realen Verhältnisse angenähert werden.
In der Praxis stellt dies jedoch wiederum hohe Anforderungen an die Datenverfügbarkeit
und kann zumeist nur für die vom Ökobilanzierenden allenfalls selbst
betriebenen Prozesse modelliert werden. Da die Prozessbeherrschung und damit deren
genaue Beschreibung in der Industrie häufig unter wettbewerbskritische Betriebsgeheimnisse
fallen, sind entsprechende Angaben in der Literatur oder den Standard-
Ökoinventar-Datenbanken (parametrisierbare Ökoinventare) kaum verfügbar. Damit
bleibt also in vielen Fällen nichts anderes übrig, als mit linearen Input-Output-blackboxes
zu arbeiten.
4.3.3.5 Fazit: Sachbilanzierung erfordert zahlreiche Konventionen
Unsere Standortbestimmung zur Erfassung und Beschreibung der Stoff- und
Energieflüsse einer Ökobilanz macht deutlich, dass dieser Arbeitsschritt im Verlaufe der
letzten 20 Jahre erheblich an Komplexität gewonnen hat, resp. dass man sich der
Komplexität einer wissenschaftlichen Beschreibung von Prozessen bewusst geworden
ist.
Mit der Verfügbarkeit von immer umfassenderen Standard-Ökoinventaren kann zwar
einerseits das Postulat einer ganzheitlichen, dass heisst am Lebenszyklus des zu
betrachtenden System ausgerichteten Betrachtung zunehmend eingelöst werden.
Diese Ausweitung der Perspektive geht jedoch mit einer Virtualisierung und
Konventionalisierung des Informationsgehalts der zu verwendenden Stoffflussdaten
einher. Umfang und Aggregationsniveau der Input- und Output-Indikatoren werden
zentral durch einige wissenschaftliche Datenlieferanten standardisiert und gesteuert.
Die bislang infolge mangelnder Datenverfügbarkeit unsichtbaren Prozesse werden
anhand von statistischen Mittelwerten mit den durch die Anwendenden selbst
erhobenen Mess- und Schätzwerten vermischt. Sie dominieren häufig die Sachbilanzergebnisse,
haben aber kaum noch einen Kontextbezug, der für präzise ökologische
Beurteilungen unabdingbar wäre. In der Folge können bei der späteren Wirkungsanalyse
und Gewichtung Artefakte entstehen. Die auftretenden Verzerrungen führen
dabei tendenziell eher zu einer Überschätzung der Umweltbelastung, da der worst case
als rettende Grundannahme für die Anwendenden eine hohe Plausibilität aufweist.
Die Ökobilanzforschung ist sich den identifizierten Problemfeldern durchaus bewusst
und sie erscheint bestrebt Abhilfe zu schaffen, indem versucht wird, wieder einen –
wenngleich noch rudimentären - Kontextbezug einzuführen und die Datenqualität
156
Beispielsweise Umberto mit dem Ansatz der Petrinetze (Siehe Abschnitt 5.3.1): www.umberto.de.

Kapitel 4: Phase der Differenzierung und Operationalisierung 83
mittels qualitativer und statistischer Unsicherheitsangaben zu beschreiben. Sie beginnt
damit, die eigenen, vor bald 10 Jahren aufgestellten Postulate zur Erstellung von
Sachbilanz zunehmend zu erfüllen – soweit dies überhaupt möglich ist.
Aus Sicht der Praxis muss jedoch vermerkt werden, dass für den Anwendenden –
jenseits grosser Grundlagenforschungsprojekte -letztlich kaum die Möglichkeit besteht,
die Postulate zur Sachbilanzierung selbstständig einzuhalten. Bezüglich der -meistens
nur geringen Anzahl -selbst erhobener Prozessdaten wird die Datenqualität durch die
Verfügbarkeit bestehender Messungen sowie den hohen Aufwand eigener Messungen,
resp. die Komplexität der Beschreibung von Prozessen letztlich stark eingeschränkt.
Damit wird deutlich, dass die Sachbilanzierung, resp. ihre Resultate einen hohen Grad
an Abstraktion fernab von der realen Situation des zu untersuchenden Gegenstandes
aufweisen. Anhand einer geringen Zahl durch die Anwendenden selbst erfasster
Material-, resp. Stoffflüsse werden letztlich Modelle der Ökobilanzforschung skaliert.
Diese Modelle basieren wiederum auf vielfältigen, durch die Forschenden getroffenen
Annahmen und Konventionen. Sie sind damit geeignet die Ausrichtung der Lernprozesse
der Anwendenden erheblich zu beeinflussen.
4.3.4 Selektion und Modellierung von Wirkungsketten
Neben der oben beschriebenen Ausdifferenzierung der wissenschaftlichen Behandlung
besonders kritischer Operationen der Sachbilanzierung erfuhr in den 90er Jahren auch
die systematische Beurteilung der Stoffbilanzen stark an Bedeutung.
Aus heutiger Sicht kann man sagen, dass die Arbeiten der 70er und 80er Jahre nur in
sehr rudimentären Ansätzen direkt Bezug auf konkrete Umweltveränderungen nahmen.
Die (Output-seitige) Umweltbelastung wurde anhand der Emissionen, nicht anhand der
von ihnen ausgehenden Umweltveränderungen beurteilt. Eine Datenverdichtung
beschränkte sich allenfalls auf umweltmedienspezifische Kategorien wie Luft
(-belastung), Wasser(-belastung) sowie Abfall (Deponieraumbedarf) und Rohstoff-,
resp. Energieverbrauch.
Naturwissenschaftliche Erkenntnisse, resp. Modelle der Umweltforschung fanden
zunächst nur indirekte Berücksichtigung über die Priorisierung via gesetzliche
Grundlagen wie Umweltqualitätsziele, MIK- oder MAK-Werte. Transmissionsprozesse -
also die zwischen Emission und Immission stattfindenden Abbau- und
Umwandlungsprozesse -wurden ebenfalls nicht systematisch einbezogen, sondern nur
–in seltenen Fällen -sehr pragmatisch und punktuell für einzelne Stoffe im Ansatz
berücksichtigt. Wir haben diese Situation in Abschnitt 3.2.2 dargestellt. Sie muss vor
dem Hintergrund gesehen werden, dass in den 70er Jahren die Umweltforschung selbst
noch wenig entwickelt war und damit die Voraussetzungen für einen differenzierten und
systematischen Einbezug von Umweltwirkungen in die Ökobilanzierung noch gar nicht
gegeben waren. Unter dem Eindruck einer drohenden Ökologischen Katastrophe wurde
sie als Überlebenswissenschaft seither jedoch erheblich ausgebaut und ihr Einfluss auf

84 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
die Definition gesellschaftlich wahrgenommener Umweltthemen stieg insbesondere ab
Mitte der 80er Jahre deutlich an.
Die klassischen Themen-Kategorien wie Ressourcenknappheit, Luftbelastung und
Gewässerverschmutzung wurden nun auch in Öffentlichkeit und Politik differenzierter
thematisiert und in verschiedene Phänomene wie Smog, Überdüngung, Versauerung,
etc. unterteilt. Die sich einer unmittelbaren Erfahrbarkeit entziehenden, globalen
Umweltveränderungen – Abbau der Ozonschicht, Treibhauseffekt, Verlust an Artenvielfalt
–gewannen an wissenschaftlicher Fundierung und gesellschaftlicher Beachtung.
Das Phänomen Umweltbelastung wurde immer mehr zu einem vorwiegend auf
Emissionen, resp. Immissionen bezogenen Thema. Die drohende Rohstoffverknappung
wurde hingegen hauptsächlich auf Energieknappheit reduziert.
Diese Entwicklung prägte schliesslich auch die Differenzierung des Impact Assessment
von Stoff- und Energiebilanzen. Die Frage einer systematisierten ökologischen
Priorisierung wurde damit immer drängender, und die Validität als auch
Operationalisierbarkeit einer subjektiven, verbal-argumentativen Beurteilung angesichts
der zunehmenden Komplexität grundsätzlich in Frage gestellt. 157 Dazu trug neben den
immer vielfältigeren und verwissenschaftlichten Umweltthemen auch das enorm
gestiegene Auflösungsvermögen der Sachbilanzierung wesentlich bei: Konzepte der
subjektiven ABC-Beurteilung oder Nutzwertanalyse verlieren mit zunehmender Anzahl
Indikatoren –insbesondere jenseits von 10 -20 Indikatoren pro Umweltmedium -ihre
Praktikabilität, weil die Beurteilenden überfordert werden, resp. ihr Mangel an umweltwissenschaftlicher
Sachkenntnis offengelegt wird.
Erste Ansätze in Richtung Formalisierung der Erfassung von Wirkungsaspekten im
Rahmen der Ökobilanzierung wurden mit Bezug zur Risikoanalyse von Chemikalien
entwickelt: In der Literatur wird dazu das Beispiel der vom Batelle Institut 1978
publizierten Methodik zur Beurteilung organischer Substanzen als Pionierleistung
gewürdigt: 158 Die Stoffe wurden anhand von 5 Kriterien und naturwissenschaftlichexperimentell
fundierter Daten beurteilt und dann gewichtet zu einem Gefährdungspotential
aggregiert. Die Kriterien waren: Menge, Persistenz (Abbaubarkeit anhand der
Halbwertszeit des Stoffes), Mobilität (normiert auf den Wasser-Verteilungskoeffizient
von n-octanol) und Schadwirkung (MAK Maximale Arbeitsplatzkonzentration 159 ). Als
fünftes Kriterium wurden auch „indirekte Schadwirkungen“ wie Kanzerogenität,
Ozonabbau und Treibhauseffekt anhand einer simplen Ja/Nein-Klassifizierung
mitberücksichtigt.
157
Siehe Enquête Kommission „Schutz des Menschen und der Umwelt“ des Deutschen Bundestages
(Hrsg.): Die Industriegesellschaft gestalten, Perspektiven für einen nachhaltigen Umgang mit Stoff- und
Materialströmen, Economica, Bonn, 1994, S. 676.
158
Schaltegger/Sturm, 1994, S. 102.
159
Maximale Arbeitsplatzkonzentrationen =Bemessen auf Arbeitsnehmer durchschnittlicher Konstitution
und im Rahmen der normalen Arbeitszeit. Nicht vergleichbar mit den auf Risikogruppen (Kindern,
Personen mit eingeschränkter Leistungsfähigkeit oder besonderer Anfälligkeit) und eine andauernde
Exposition bemessenen MIK-Werten.

Kapitel 4: Phase der Differenzierung und Operationalisierung 85
Ende der 80er Jahre setzte sich dann zur Risikobeurteilung von Chemikalien
zunehmend durch, die Schadwirkung nicht mehr anhand der politischen MAK-Werte,
sondern durch direkten Einbezug der toxikologischen Charakterisierung von Stoffen zu
bestimmen, indem sogenannte Toxizitätsäquivalente zur Beurteilung eingesetzt wurden.
In der Ökobilanzforschung waren dazu die Arbeiten von Gebler wegweisend. 160 Er
berechnete solche Charakterisierungsfaktoren auf der Basis von -über verschiedene
Organismen gemittelten -, stoff-spezifischen Schwellenwerten für Kanzerogenität,
Mutagenität und Toxizität sowie unter Einbezug der Bioakkumulation (Anreicherung von
Stoffen in den Organismen) und der Persistenz.
Damit fanden (umwelt-)naturwissenschaftliche Konzepte und Daten erst gegen Ende
der 80er Jahre wirklich -sprich systematisch -Eingang in die Ökobilanzierung. Zuvor
bestand das Konzept im Kern lediglich aus einer ingenieurwissenschaftlichen
Beschreibung von Stoffflüssen und Beurteilungsmethoden, welche verschiedene Wertmassstäbe
repräsentierten. Diese Wertmassstäbe wurden zwar verschiedentlich naturwissenschaftlich
begründet, bildeten jedoch nicht Teil der Modellierung von Ökobilanzen,
sondern stellten exogene, also über Annahmen eingeführte Referenzwerte,
resp. Bewertungsprinzipien dar.
Die Ökobilanzforschung der 90er Jahre ging nun dazu über diese naturwissenschaftlich
modellierbaren Umweltveränderungen und deren Schadwirkung von der ökonomisch
oder sozialwissenschaftlich bestimmten Gewichtung klar zu trennen und unter dem Titel
der Wirkungsanalyse zu operationalisieren. Es entstanden eine ganze Reihe neuer
Begrifflichkeiten und Arbeitsschritte:
1. Selektion: Welche Wirkungskategorien sind zu berücksichtigen
2. Klassifizierung: Zuordnung der Substanzen zu den Wirkungskategorien
3. Charakterisierung: Quantifizierung des Beitrags des Untersuchungsgegenstandes
zu den ausgewählten Wirkungskategorien
Für die praktische Ökobilanzierung spielen die Arbeitsschritte Klassifizierung und
Charakterisierung als einzelne Operationen keine Rolle. Sie werden an die Forschung
delegiert. Dort werden sie zwingend als -zweistufige –Einheit ausgeführt. Eine isolierte
Betrachtung macht für unsere Untersuchung deshalb wenig Sinn. Wir fassen diese
beiden Schritte deshalb unter dem Begriff Modellierung von Wirkungsketten
zusammen.
Sowohl die Selektion von Wirkungen als auch die Modellierung von Wirkungsketten
stellen kritische Arbeitsschritte dar und haben wesentlichen Einfluss auf das Resultat,
deren Realitätsbezug und damit auf die durch Ökobilanzen angestossenen
Lernprozesse.
160
Gebler, W.: Ökobilanzen in der Abfallwirtschaft. Methodische Ansätze zur Durchführung einer
Programm-Umweltverträglichkeitprüfung, Stuttgarter Berichte zur Abfallwirtschaft Band 41, 1990.

86 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
4.3.4.1 Selektion von Wirkungskategorien
Als Wirkungskategorien kommen verschiedenste, als problematisch empfundene,
zumeist durch verschiedene Substanzen ausgelöste Phänomene in Frage. „Die Liste
der zu betrachtenden Wirkungen sollte dabei einerseits kompakt mit einer möglichst
geringen Zahl an Wirkungen ausgestaltet sein, um die wesentliche Aufgabe der
Wirkungsbilanz –die Schaffung von Voraussetzungen für eine auch öffentlich nachvollziehbare
Bilanzbewertung –zu erfüllen. Andererseits sollte sie möglichst vollständig
sein, um die in der Umweltschutzdiskussion allgemein anerkannten Zielsetzungen zu
erfüllen.“ 161
Einen Meilenstein stellten hierzu die Arbeiten des niederländischen Zentrums für
Umweltwissenschaften in Leiden (CML) dar, deren Forscher bereits innerhalb der
SETAC bei der Formulierung des Rahmenkonzepts der Ökobilanzierung im Rahmen
des Code of Practice massgeblich beteiligt waren. Der 1992 unter der Leitung von
Heijungs publizierte Leitfaden 162 und die dazu erarbeiteten Datengrundlagen aus
Modellen zur Klassifizierung und Charakterisierung prägten Diskussion und Anwendung
weltweit. Erstmals war es möglich, die Bedeutung einer Vielzahl von Inputs und Outputs
im Hinblick auf verschiedene Wirkungen numerisch zu quantifizieren. Konkret umfasste
die Methode folgende 15 Wirkungskategorien:
– Erschöpfung abiotischer Ressourcen
– Erschöpfung biotischer Ressourcen
– Landbeanspruchung
– Treibhauseffekt
– Ozonabbau (in der Stratosphäre)
– Humantoxizität
– Aquatische Ökotoxizität
– Terrestrische Ökotoxizität
– Bildung von Photooxidantien
– Versauerung
– Überdüngung (Eutrophierung)
– Abwärme in Oberflächengewässer
– Geruchsbelästigung
– Lärm
– Opfer (Tote und Kranke)
161
Klöpffer/Renner, 1995, S. 17.
162
Heijungs, R., et.al.: Environmental Life Cycle Assessment of Products, Guideline and Backgrounds,
CML, Leiden, 1992.

Kapitel 4: Phase der Differenzierung und Operationalisierung 87
In der Folge haben sich verschiedene Institutionen mit ähnlichen Vorschlägen
eingebracht und Listen von Wirkungskategorien diskutiert, die grundsätzlich in Frage
kommen. 163 Damit wurde der Rahmen absteckt, was innerhalb der Ökobilanzforschung
als ökologisch relevant, wissenschaftlich fassbar -und mit Blick auf die weitläufigen
Prozessketten, resp. die umfangreichen Sachbilanz - als passend erachtet wurde.
Heute sind hier die nach wie vor wesentlich durch Forschende aus Leiden geprägten
Arbeiten der SETAC 164 ,resp. der Life Cycle Initiative des United Nations Environmental
Programs (UNEP) 165 massgeblich.
Ein Vergleich von CML 1992 und aktuellen Vorschlägen offenbart, dass ein Grossteil
der damals postulierten Wirkungskategorien auch heute noch als relevant erachtet wird.
Allerdings haben sich Struktur und Detaillierungsgrad erheblich verändert, wie wir bei
der Frage der Modellierung noch sehen werden. Grundsätzlich neuartige Kategorien
werden erst seit kurzem diskutiert: hier sind einerseits Wirkungen zu nennen, welche
aus Sicht des hochindustrialisierten Nordens bislang nicht Gegenstand der Umweltdiskussion
waren, jedoch in Ländern der südlichen Hemisphäre und in Asien als
relevant eingestuft werden: Versalzung, Vertrocknung, Wüstenbildung, Bodenerosion.
Anderseits sind technologiespezifische Wirkungskategorien vorgeschlagen worden:
Effekte ionisierender Strahlung oder Wirkungen gentechnisch veränderter Organismen
oder invasiver (durch den Menschen in ein Ökosystem eingebrachter Arten) auf Ökosysteme
und den Menschen (beispielsweise pathogene Organismen).
Weitere Kategorien in Diskussion sind Beeinträchtigungen des Landschaftsbildes sowie
Gesundheitsbeeinträchtigungen im Zusammenhang mit dem Arbeitsplatz oder generell
dem Aufenthalt in geschlossenen Räumen. 166
Gegen Ende der 90er Jahre ist hingegen die Wirkungskategorie Abfall 167 , resp. der
Bedarf an Deponievolumen weitgehend aus den Listen relevanter Wirkungen
verschwunden.
Im konkreten Anwendungsfall einer Ökobilanzierung dienen diese Listen als
Ausgangspunkt. Die wissenschaftliche Rationalisierung durch Wirkungsmodelle
erfordert also zunächst einen willkürlichen, wenig formalisierten aber kritischen
Arbeitsschritt: die Selektion von Wirkungen. Bislang haben sich dazu sehr allgemein
formulierte Kriterien entwickelt, wie auch der ISO14042 entnommen werden kann: Die
Wirkungskategorien sollen im Hinblick auf die spezifische Fragestellung einer Ökobilanzierung
„zielführend“, „wissenschaftlich fundiert“ und „ökologisch relevant“ sein. Sie
sollen mit den effektiv durch den Untersuchungsgegenstand verursachten Wirkungen
163
Siehe Consoli, 1993 sowie Klöpffer/Renner, 1995 oder Lindfors, L.G., et.al: Impact Assessment. LCA-
NORDIC Technical Report Nr.10, Nordic Council of Ministers, Copenhagen, 1996.
164
De Haes, U. et.al.: Life Cycle Impact Assessment – Striving for Best Practice, SETAC, 2002.
165
UNEP Life Cycle Initiative: LCIA Definition Study, Background Document II, January 2003.
166
Klöpffer, W., Renner, I.: The Problem of New Impact Categories, in: UNEP Life Cycle Initiative: LCIA
Definition Study, Background Document II, January 2003, ohne Seitenangaben.
167
Sundmacher, 2002, S. 173.

88 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
übereinstimmen und Überschneidungen zwischen den gewählten Kategorien sind zu
vermeiden.
De facto konnten sich diese Postulate jedoch nur sehr beschränkt durchsetzen: schon
die von verschiedenen Forschenden und Behörden erarbeiteten Auswahllisten wurden
den Kriterien von ISO14042 nicht gerecht: Die bekannten Vorschläge verstiessen alle
gegen das Postulat der Vermeidung von Überschneidungen zwischen den Kategorien.
Neben Human- und Ökotoxizität führten sie in der Regel auch Versauerung, Überdüngung
und Photooxidantien nebeneinander auf, obwohl diese Kategorien Umweltveränderungen
darstellen, welche mittelbar zur Human- resp. Ökotoxizität beitragen.
Nicht konsistent waren die Listen auch insofern, als dass sie vereinzelt Sachbilanz-
Indikatoren –Energieverbrauch oder Abfall –enthielten, wenngleich diese Stoffflüsse
im Rahmen der Sachbilanz sowie anhand von Wirkungen anderer Kategorien
abgedeckt wurden. Emissionen aus der Abfallentsorgung beispielsweise über
Ökotoxizität, Versauerung, Überdüngung, etc..
Im Kontrast zum Postulat einer entscheidungsspezifischen Selektion standen zudem
die verschiedentlich unternommenen Versuche, einen Konsens über den minimalen
Umfang an Wirkungsindikatoren, die immer einbezogen werden sollten, herbeizuführen.
Man sprach in solchen Fällen dann von „Pflicht- und Kür-Kategorien“. 168 Wurden diese
Listen durch einflussreiche Institutionen wie dem Deutschen Umweltbundesamt
publiziert, so führten sie aufgrund ihrer Autorität zur Selektion bei den Anwendenden.
Aus Sicht der Praxis stellte wiederum die Datenverfügbarkeit das zentrale Selektionskriterium
dar: denn die Modellierung einzelner Wirkungen ist sehr aufwendig und
erfordert sehr spezifisches Umweltwissen. Steht für eine als relevant erachtete Wirkung
jedoch kein Modell zur Verfügung, so muss auf deren Einbezug in der Regel verzichtet,
resp. auf eine qualitative Beurteilung abgestellt werden. Ebenfalls selektierend wirkt die
vermeintliche Plausibilität von Wirkungen: so werden Themen von nationaler, resp.
internationaler umweltpolitischer Relevanz unabhängig von der Angemessenheit
bezüglich der spezifischen Fragestellung, resp. ihrer allenfalls stark an einen regionalen
Kontext gebundenen Wirkung ausgewählt. Gerade die stark von der bereits
bestehenden, sogenannten Hintergrundbelastung sowie anderen lokalen Faktoren
abhängigen Kategorien Versauerung, Überdüngung sowie Photooxidation wurden und
werden häufig zur Beurteilung von kontext-unspezifischen Emissionen herangezogen.
Hingegen lässt sich feststellen, dass die Anwendenden diejenigen Wirkungen kaum
einbezogen haben, deren Kontextbezug auch für Laien leicht erkennbar und deren
politische Diskussion zudem eher kontextspezifisch erfolgt: Dies betrifft aus der Liste
von CML die Kategorien Geruchsbelastung, Lärm, Abwärme, Arbeitsplatzbelastung
sowie Beeinträchtigungen des Landschaftsbildes. Dabei dürfte auch eine Rolle spielen,
dass dazu bereits spezifische, auf lokale Problemfelder spezialisierte Beurteilungsinstrumente
wie die Umweltverträglichkeitsprüfung oder die Risikoanalyse ausserhalb
der Ökobilanzierung zur Verfügung stehen.
168
Siehe Klöpffer/Renner, 1995, S. 63 – 70.

Kapitel 4: Phase der Differenzierung und Operationalisierung 89
Die zwar im Hinblick auf Biodiversität- und Habitatschutz allgemein anerkannte Landbeanspruchung
konnte sich ebenfalls lange Zeit nicht durchsetzen –denn in der Sachbilanzierung
fehlten bis Ende der 90er Jahre entsprechende Daten. Im Zuge der
gestiegenen Datenverfügbarkeit wird diese Kategorie heute jedoch vereinzelt miteinbezogen
und bei der Beurteilung von landwirtschaftlichen Prozessen, resp. Rohstoffen
als Pflichtkriterium betrachtet.
Zusammenfassend kann man sagen, dass Datenverfügbarkeit, wissenschaftliche
Fundierung, politische Autorität der verfügbaren Modelle sowie deren vordergründige
Plausibilität, resp. deren vordergründig erkennbarer Kontextbezug die Selektion
prägten.
Dies führt uns zur zweiten kritischen Operation der Wirkungsanalyse: der Modellierung
von Wirkungsketten.
4.3.4.2 Modellierung von Wirkungsketten
Die Modellierung der Wirkungen im Rahmen von Ökobilanzen erhebt nicht den
Anspruch reale Umweltwirkungen abzubilden: „It must be emphasized, that these
methods of analysis do not indicate that actual impacts will be observed in the
environment because of the life cycle of the product or process under study, but only
that there is apotential linkage (...).“ 169 Der Wirkungsanalyse liegt das Konzept des
Stressors zugrunde: Stressoren sind Bedingungen, die zur Beeinträchtigung der
menschlichen Gesundheit, der Gesundheit von Ökosystemen oder zur Erschöpfung von
Ressourcen führen können. 170
Schon zu Beginn der 90er Jahre war man sich bewusst, dass eine solche Übersetzung
von Emissionen in potentielle Beeinträchtigungen über komplexe Wirkungsketten
erfolgt. Es wurden bezüglich verschiedener Umweltphänomene verschiedene Stufen
von Wirkungen unterschieden: Im Falle des Treibhauseffekts beispielsweise die
Veränderung der Strahlungsabsorption der Atmosphäre, der Temperatur, der
Vegetation, der Artenvielfalt, der Gesundheit eines Ökosystems, etc.
Je weiter man sich von einer spezifischen Emission entlang der Wirkungskette bewegt,
desto komplexer wird das Wirkungsgefüge, da eine Vielzahl von Wirkungen
angestossen werden und sich die Wirkungskette mehrfach verzweigen kann.
Entsprechend wird eine Quantifizierung des potentiellen Beitrags einer bestimmten
Emission immer schwieriger, resp. wissenschaftlich immer weniger gesichert quantifizierbar.
Wie schon bei der Problematik der Systemabgrenzung zur Beschreibung des
Untersuchungsgegenstands sieht sich die Ökobilanzierung auch bei der Beurteilung
Umweltwirkungen letztlich wieder mit einem unendlich komplexen System konfrontiert.
Besteht diese Problematik bei der Sachbilanzierung bezüglich der Vernetzung der
169
Hejiung, R., Guineé, J.: CML on actual versus potential risks, in: LCA News, SETAC Europe, Nr. 3, July
1993, S. 4.
170
Klöpffer/Renner, 1995, S. 24.

90 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Prozesse der Technosphäre, stellt sie sich bei der Wirkungsanalyse bezüglich der
Vernetzung der Prozesse der Ökosphäre.
Abbildung 4.7: Wirkungskette Versauerung
Aufbau einer Wirkungskette am Beispiel der Wirkungskategorie Versauerung. Die Bildung von Wasserstoffionen
stellt hier den Umweltveränderungsindikator dar, der Schaden wird anhand des
Schadensindikators PDF beschrieben. (Potentially Disappeared Fraction of Species; ein Wert von 1
bedeutet, dass alle Arten von der Fläche 1m 2 für die Dauer eines Jahres verschwinden oder dass 10% der
Arten während 10 Jahren verschwinden oder dass 10% der Arten während eines Jahres von 10m 2
verschwinden 171 ) 172
Um angesichts dieser hohen Komplexität dennoch Zusammenhänge erfassen und einer
formalen Modellierung zuführen zu können, begann die Ökobilanzforschung die
Wirkungsketten der in den verschiedenen Listen vorgeschlagenen Umweltveränderungen
systematisch zu strukturieren, Wirkungsstufen zu entflechten, und die
Umweltveränderungen von den durch sie verursachten Schäden zu trennen. Dementsprechend
unterscheidet man heute bewusst zwischen den Schutzobjekten (saveguard
subjects 173 ) - auch areas of protection 174 genannt -, den zugehörigen Schadens-
171
Goedkoop, M., Spriensma, R.: The Eco-indicator 99 –Adamage oriented method for Life Cycle Impact
Assessment, Methodology Report, Second Edition, April 2000, S. 116.
172
Leicht veränderte Darstellung aus Sundmacher, 2002, S. 161.
173
Dieser Begriff wird in der ISO 14040 Normreihe zur Ökobilanzierung verwendet.

Kapitel 4: Phase der Differenzierung und Operationalisierung 91
kategorien (endpoints), charakterisiert anhand von Schadensindikatoren (endpoint
indicators) und Umweltveränderungskategorien (midpoints), operationalisiert durch
Umweltveränderungsindikatoren (midpoint indicators).
4.3.4.3 Wirkungsmodellierung ausgehend von den Emissionen
Wenngleich schon zu Beginn der 90e Jahre von Schutzobjekten gesprochen wurde, so
erfolgte die wissenschaftliche Aufarbeitung der Wirkungsketten zunächst ausgehend
von den Emissionen entlang der Wirkungskette zu verschiedenen in den oben
erwähnten Listen als besonders relevant erachteten Wirkungskategorien auf Ebene
Umweltveränderungen, welche am Anfang erheblich komplexerer Wirkungszusammenhänge
stehen. Sie liessen sich zumeist anhand von experimentell bestimmbaren
Stoffeigenschaften beschreiben: Versauerung anhand der Protonenbildung und
normiert über das gewichtsbezogene Protonenbildungspotential von SO2 (Indikator:
Acidification Potential in kg SO2-Equivalent) oder anthropogener Treibhauseffekt mittels
der stoffbezogenen Strahlungsabsorptionsfähigkeit, zeitlich abgegrenzt unter Einbezug
der Verweil-, resp. Wirkungsdauer normiert auf die Leitsubstanz Kohlendioxid
(Indikator: Global Warming Potential, Modell 100 Jahre, in kg CO 2 -Equivalent).
Die entsprechende Wirkungsbilanzierung kannte keine Schäden an Schutzobjekten,
resp. entsprechende Schadenskategorien. Sie berücksichtigte zudem nur Persistenz,
resp. Verweildauer von Stoffen sowie ganz einfache Transmisionsprozesse. Im
Verlaufe der 90er Jahre wurden diese vorwiegend im Labor bestimmbaren Parameter
der Stoffeigenschaften für verschiedene Wirkungsketten mit Transmissions- und
Aufnahmemodellen verknüpft: Zur Operationalisierung der Wirkungskategorien Humanund
Ökotoxizität sind heute solche Modelle meistens Bestandteil der Wirkungsanalyse.
Vereinzelt sind mittlerweile auch Modellierungen für Versauerung unter Einbezug der
Hintergrundbelastung, resp. Pufferkapazität von Böden und Gewässern im Einsatz 175 .
Diese Wirkungsmodelle bilden Verteil-, Abbau- und Umwandlungsprozesse in den
einzelnen Umweltmedien ab, indem die Mobilitäts-, Persistenz-, Akkumulations- und
Reaktionseigenschaften bestimmter Leitsubstanzen mit Daten zur Beschreibung der
Eigenschaften der jeweiligen Umweltmedien (Wind- und Fliessgeschwindigkeiten, Luftfeuchtigkeit,
Strahlungsintensität, etc.) kombiniert werden. Zu diesem fate modelling
kommen exposure models hinzu. Sie beschreiben die Aufnahmewege von Stoffen
durch Pflanzen, Tiere und schliesslich Menschen.
174
Dieser Begriff wird in den Arbeiten der UNEP Life Cycle Initiative verwendet.
175
Potting, J., Hauschild, M.: Spatial Differentiation in Life Cycle Assessment via the site-dependent
Characterisation of Environmental Impact from Emission, in: Intern. Journal of LCA, Nr. 4, 1997, S.
209-216.

92 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Die Modelle stammen ursprünglich aus der Risikoanalyse für Chemikalien 176 und es
existieren verschiedene Varianten, die jeweils im Hinblick auf spezifische Fragestellungen
entwickelt wurden. 177 Angefangen von Modellen zur Beschreibung eines
ganz bestimmten geografischen Raums, beispielsweise eines spezifischen Flussdeltas,
einer Stadt oder einer länderübergreifenden Region bis hin zu Globalmodellen 178 ohne
räumliche Auflösung.
Entsprechend unterschiedlich sind die damit untersuchten Fragestellungen: angefangen
bei den Auswirkungen des Baus einer Fabrik über die Erfassung grenzüberschreitender
Schadstofffrachten bis hin zu sehr generellen Abschätzungen der Masseverteilung von
Substanzen auf die Umweltmedien oder der potentiellen Anreicherung von Stoffen in
der Nahrungskette.
Für die Berechnung von Grundlagendaten zur Wirkungsanalyse in Ökobilanzen finden
vorwiegend die sehr abstrakten, in der Regel nicht räumlich-geografisch differenzierten
Modelle Anwendung. Infolge der hohen Komplexität in diesem Forschungsbereich,
befassen sich nur wenige, hochspezialisierte Forschungsgruppen mit der Modellierung
und Berechnung entsprechender Grundlagendaten 179 ,wobei die Arbeiten von CML 180
anhand des USES-Modells in der Literatur am häufigsten genannt werden. In jüngerer
Vergangenheit finden zudem auch die Arbeiten der EPFL Lausanne 181 sowie der
Technischen Universität Dänemark 182 innerhalb der Ökobilanzforschung Anerkennung.
Im Vordergrund steht die Ermittlung von Verteilungskoeffizienten, resp. Konzentrationen
verschiedener Gruppen von Chemikalien in sehr allgemein modellierten Umweltkompartimenten
(Boden, Stratosphäre, Troposphäre, Oberflächengewässer, Grundwasser,
Ozeane) und darauf aufbauend die Abschätzung der Aufnahmekoeffizienten
durch Lebewesen.
176
Mackay, D. et.al.: Evaluating the Environmental Behaviour of Chemicals with a Level III Fugacity
Model, in: Chemosphere, Nr. 14, 1985, S. 335. (Literaturverzeichnis: 335 – 374.)
177
Einen Überblick bietet. Pennington, D. et.al: Construction of aChemical Fate &Human Exposure
Model of Toxic Substances for Japan, Final Report, EPFL, 2001, Abschnitt 2.2 Multimedia Models –
Background, ohne Seitenangaben
178
Siehe Mackay, D.: Multimedia Environmental Models: The Fugacity Approach. Lewis Publishers, Boca
Raton, 1991.
179
Jolliet, O., Pennington, D.: Ecotoxicity, Description and State of the Art, in: UNEP Life Cycle Initiative,
LCA Impact Assessment Definition Study, Background Document III, 2003, S. 17
180
Siehe Guinée, J., et. al. :LCA Impact Assessment of Toxic Releases: Generic modelling of fate,
exposure and effect for ecosystems and human beeings for about 100 chemicals, Centre of
Environmental Science, Leiden, National Institute of Public Health and Environmental Protection,
Netherlands, 1996.
181
Siehe Jolliet, O., et.al.: IMPACT 2002+, ANew Life Cycle Impact Assessment Methodology, in: Int.
Journal of LCA, Nr. 8, 2003, S. 324 – 330.
182
Hauschild, M., Wenzel, H.: Environmental Assessment of Products. Volume 2: Scientific Background,
Chapman & Hall, London, 1998.

Kapitel 4: Phase der Differenzierung und Operationalisierung 93
Resultate wurden zunächst als Umweltveränderungsindikatoren in Form von auf
bestimmte Leitsubstanzen normierten Toxizitätspotentialen (beispielsweise als kg 1,4-
Dichlorobenzene-Equivalent) für einige Hundert Substanzen ausgedrückt. Diese
werden differenziert nach Umweltmedien ausgewiesen, womit entsprechende Datenbanken
einen Umfang in der Grössenordnung von 1'000 Indikatoren aufweisen. 183
Mittlerweile werden die Expositions-Daten von einigen Forschergruppen in einem
weiteren Schritt mit den experimentell gewonnenen Dosis-Wirkungs-Funktionen aus der
Toxikologie, resp. Pharmakologie kombiniert und als Schadensindikatoren anhand ihres
Schadenspotentials charakterisiert. Damit wird die von der Wirkungsanalyse letztlich
angestrebte Modellierung einer Wirkungskette von der Emission bis zur Gefährdung
eines bestimmten Schutzobjekts realisiert.
Abbildung 4.8: Komplexität ökologischer Prozesse
Die hohe Komplexität ökologischer Prozesse stellt die Modellierung von Wirkungsketten vor eine Reihe
von Herausforderungen 184 .
Diese Verbindung kann nur über extreme Vereinfachungen in der Modellierung und
unter Inkaufnahme grosser Unsicherheiten vorgenommen werden. Das wird deutlich,
wenn man sich vor Augen hält, dass die Modellierung in der Regel ohne räumlich-
183
Beispielsweise bei den durch CML publizierten Resultaten aus Hujibregts, M.: Priorities Assessment of
Toxic Substances in the Framework of LCA: Development and Application of multi-media fate,
exposure and effect model USES-LCA, University of Amsterdam, 1999.
184
Darstellung aus Sundmacher, 2002, S. 174.

94 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
geografisch differenzierte Parameter auskommen muss. Entsprechend wir unterstellt,
dass sich alle Stoffe innerhalb des Umweltmediums gleichmässig verteilen, dass überall
dieselben meteorologischen Verhältnisse herrschen, dass die Aufnahme der Stoffe
durch alle Menschen gleich und gleich verteilt erfolgt, und dass die Dosis-
Wirkungsbeziehungen ebenfalls äusserst vereinfachend anhand von Norm-Organismen
und unterstellten, idealtypischen Kurvenverläufen modelliert werden. Zudem müssen
die modellierten Modelle zeitlich abgegrenzt werden, da die Verteilungs- und
Umwandlungsprozesse grundsätzlich nie abgeschlossen sind.
Sundmacher stellt in seiner anschaulichen Abbildung einige der Herausforderungen an
die Modellierung übersichtlich dar.
In allen genannten Bereichen wurden in den letzten Jahren Fortschritte im Sinne eines
prinzipiellen Einbezugs in die Modellierung erreicht. Dennoch: Für einzelne Substanzen
wurde verschiedentlich gezeigt, dass die für spezifischere Fragestellungen, Stoffe und
Kontexte geschaffenen Modelle in vielen Fällen zu sehr unterschiedlichen Resultaten
führen. Selbst Vergleiche der Resultate verschiedener Global-Modelle zeigen bezüglich
zahlreicher Substanzen Abweichungen um einige Grössenordnungen. 185
Eine abschliessende Beurteilung der Qualität der Modelle ist insbesondere im Falle von
auf Schadensindikatoren bezogenen Wirkungsketten enorm schwierig. Erste
statistische Unsicherheitsanalysen zeigen eine hohe Unsicherheit von Resultaten
aufgrund der statistischen Unsicherheit der verwendeten Dosis-Wirkungsbeziehungen.
186 Jedoch wurden diese Analysen bislang erst für die Wirkungsketten von
ozonschichtzerstörenden Stoffen in Bezug auf Todesfälle infolge Hautkrebs
unternommen. Dabei spielen die Unsicherheiten bei der Modellierung komplexer Transmissionsprozesse,
wie sie für toxische Stoffe von besonderer Relevanz sind, kaum eine
Rolle.
Einen Hinweis auf die Qualität der Transmissionsmodelle unter Ausklammerung der
Schadensmodellierung, kann zumindest anhand des Vergleichs von realen Emissionen
und gemessenen Konzentrationen näherungsweise abgeschätzt werden (verzerrt durch
Messbedingungen und Hintergrundbelastungen). Doch auch hier zeigen sich grosse
Abweichungen zwischen den gemessenen Konzentrationswerten und den
entsprechenden Schätzungen der Modelle.
Hinzu kommt, dass die heutigen Modelle für Toxizität nur rund 350 Substanzen –
vorwiegend Pestizide, VOC sowie Schwermetalle abdecken. Angesichts der über
100'000 industriell genutzten Chemikalien sowie der (in der EU) rund 30'000 mit einem
Jahresvolumen von über einer Tonne genutzten Chemikalien ein sehr geringer
Ausschnitt der Realität. Tatsächlich bestehen zu den meisten dieser Chemikalien nicht
einmal die zur Charakterisierung innerhalb der Wirkungsanalyse benötigten,
185
Siehe Pennington, D. et.al: Construction of a Chemical Fate & Human Exposure Model of Toxic
Substances for Japan, Final Report, EPFL, 2001, Abschnitt 15 Result Comparison, ohne
Seitenangaben, 2001.
186
Itsubo, N. et.al.: Uncertainty Analysis of Damage Function of Human Health Caused by Ozonlayer
Depletion, in: Proceedings of The 5 th International Conference on Ecobalance, Tsukuba, 2002, S. 89.

Kapitel 4: Phase der Differenzierung und Operationalisierung 95
umfassenden Grundlagendaten. 187 Lediglich für 7'120 Stoffe (N-Class-Datenbank)
stehen Ausgangsdaten aufgrund gesetzlich vorgeschriebener Risikoprüfungen sowie für
insgesamt 20'600 Chemikalien (QSAR-Datenbank) provisorische Prüfungen im
Rahmen von Selbstdeklarationen der Hersteller zur Verfügung. 188 Diese Daten sind
allerdings vor allem auf den sicheren Umgang im Gebrauch gerichtet und im Hinblick
auf die Wirkungsmodellierung unvollständig.
Insgesamt lässt sich somit feststellen, dass in den vergangenen 10 Jahren zwar
Methoden zur Modellierung ganzer Wirkungsketten - von der Emission bis zu den
Schäden an Schutzobjekten -geschaffen wurden. Diese Methoden sind heute aber
noch kaum ausreichend empirisch unterlegt, was zu einer hohen Unsicherheit der
Resultate führt. Dennoch hat sich die Wirkungsmodellierung zu einem anerkannten und
dynamischen Forschungszweig der Ökobilanzierung entwickelt, in welchem
Spezialisten an den Schnittstellen zu den Umweltwissenschaften und der Toxikologie,
resp. Pharmakologie die Wirkungskategorien erforschen, das vorhandene Wissen
inventarisieren, Vor und Nachteile verschiedener Modelle für jede Stufe der
Wirkungskette abwägen und auf deren Basis Wirkungsindikatoren und
Charakterisierungsfaktoren berechnen.
Allein für die Wirkungskategorien Human- sowie terrestrische und aquatische Ökotoxizität
sind derzeit mindestens 8verschiedene Modelle zur Ermittlung von Charakterisierungsfaktoren
verfügbar oder in Entwicklung. 189
Die Spezialisten sind sich der Grenzen ihrer Modelle durchaus bewusst und weisen
darauf hin, dass die Unsicherheiten der Modelle möglichst quantitativ fassbar gemacht
werden sollten, um so einerseits eine gezielte Forschung zur Verbesserung der Modelle
und der Datenbasis zu betreiben und anderseits in der Anwendung falsche Schlussfolgerungen
zu vermeiden.
In der Praxis werden die Resultate aus den Modellen dennoch meistens unbesehen
übernommen. Denn Inhalt und Struktur einzelner Wirkungskategorien, ihrer Wirkungsmodelle
und -indikatoren werden nicht im Rahmen der angewandten Ökobilanzierung
entwickelt, da der entsprechende Aufwand zu gross und das dazu erforderliche Wissen
viel zu spezifisch ist. Man vertraut auf die Autorität der Experten. Die Modellierung bleibt
dabei für die Anwendenden meistens eine black box. Aus ihrer Sicht sind deshalb
Datengrundlagen offizieller, resp. öffentlicher Organe von besonders hohem Wert. Die
ISO 14042 fordert denn auch: „The impact categories, category indicators and
characterisation models should be internationally accepted, i.e. based on an
international agreement or approved by acompetent international body“. 190 Gerade die
187
OECD: Environmental Outlook, Paris, 2001, S. 211.
188
Larsen, H.F. et.al.: Inventory of LCIA Selection methods for assessing toxic releases, Presentation on
OMNIITOX, Technical University of Denmark, 13.6.2002, ohne Seitenangaben.
189
Larsen, 2002, ohne Seitenangaben.
190
ISO14042 zitiert in Guinée, 2002, S. 539.

96 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
endpoint-orientierten, noch sehr unsicheren Modelle sind jedoch weit von einer solchen
Anerkennung entfernt. Dies im Gegensatz zu den am Anfang der Wirkungskette
liegenden Potential-Indikatoren für Treibhauseffekt, Ozonschichtabbau, Versauerung,
Überdüngung oder Photooxidation. Die Charakterisierungsfaktoren dieser Umweltveränderungskategorien
stammen häufig aus international anerkannten Gremien, zum
Beispiel dem Intergovernmental Panel on Climate Change IPCC (Treibhauseffekt), den
Berichten zum Montreal Protocol (Ozonabbau) oder werden von internationalen
Branchenorganisationen wie der Responsible Care Initiative der Chemischen Industrie
postuliert (Photooxidation).
4.3.4.4 Wirkungsmodellierung ausgehend von den Schutzobjekten
Während sich die Ökobilanzforschung zu Beginn der 90er Jahre sozusagen von links –
ausgehend von den Inputs und Outputs –nach rechts –also entlang der Kausalketten
entwickelte, setzte in der zweiten Hälfte des Jahrzehnts eine intensive Diskussion
ausgehend von den Schutzobjekten –also von rechts nach links –über die Schäden
hin zu den Wirkungsmodellen und schliesslich zu den Emissionen ein.
Man versprach sich davon eine konsistentere und fokussiertere Modellierung, indem
lediglich die für bestimmte Schutzobjekte, resp. Schäden dominierenden Wirkungsketten
und schliesslich auch Sachbilanzindikatoren einbezogen werden sollten. Damit
wollte man dem Vorwurf einer vorwiegend durch die Verfügbarkeit von Wirkungsmodellen
bestimmten Steigerung der Komplexität der Wirkungsketten entgegenwirken,
und dem Umstand Rechnung tragen, dass die bislang modellierten Umweltwirkungen
(midpoints) am Anfang der Wirkungsketten zunächst einmal nur ökologische
Veränderungen abbildeten, unabhängig von der Relevanz der dadurch allenfalls
ausgelösten Schäden.
Zur Ermittlung relevanter Schäden muss jedoch explizit spezifiziert werden, welche
Objekte als schützenswert erachtet werden. Die Schutzobjekte selbst liegen
ausserhalb der wissenschaftlichen Modellierung. Sie dienen der Klärung, was in Ökobilanzen
als bedrohtes Gut betrachtet werden soll und erlauben die Selektion und
Zuordnung von Schadenskategorien.
Seit Beginn der 90er Jahre gelten als allgemein akzeptierte Schutzobjekte drei sehr abstrakte
Begriffe: die Menschliche Gesundheit, die Natürliche Umwelt und Ressourcen.
Weitere, eher in jüngeren Vorschlägen postulierte Schutzobjekte stellen zudem die
Kulturelle Umwelt dar, womit die Technosphäre selbst (beispielsweise Kulturgüter, Infrastruktur,
etc.) bezeichnet wird, resp. das Schutzobjekt Gesellschaftliche Wohlfahrt.
Die Bedrohung der Schutzobjekte wird im Rahmen der Formulierung von endpoint
indicators operationalisiert. Es ist also zu fragen, welche Schäden - durch Umweltveränderungen
ausgelöst und anhand messbarer Indikatoren beschreibbar - den
einzelnen Schutzobjekten zuzuordnen sind. Zur Beschreibung der Schäden an der
Menschlichen Gesundheit werden beispielsweise Years of Life Lost (YOLL) oder
Disability Adjusted Life Years (DALY) vorgeschlagen. In der Praxis hat sich bisher

Kapitel 4: Phase der Differenzierung und Operationalisierung 97
DALY als praktikabler Indikator etabliert. Er geht auf Vorschläge im Umfeld der Weltgesundheitsorganisation
WHO 191 zurück, in deren Rahmen DALY-Tabellen zu
verschiedenen Krankheitsbildern publiziert wurden. Diese Krankheitsbilder (Herz- und
Kreislaufkrankheiten, verschiedene Formen von Krebs, Atemwegserkrankungen, etc.)
dienen der Ökobilanzforschung zur - durch Schadensfunktionen formalisierten, auf
mehr oder weniger „kausalen“ 192 ,resp. epidemiologischen 193 Grundlagen basierenden -
Verbindung mit den verschiedenen die Gesundheit beeinträchtigenden
Umweltveränderungen.
Für das Schutzziel Natürliche Umwelt wird häufig vorgeschlagen, als
Schadenskategorie den Verlust an Biodiversität (beispielsweise mittels sogenannter
Potentially Affected Fraction of Species PAF, resp. Potentially Disappeared Fraction of
Species PDF in m2 pro Jahr) sowie die Reduktion biotischer Ressourcen
heranzuziehen (beispielsweise anhand der Veränderung der Netto-Primärproduktion in
Trockengewicht Biomasse).
Abbildung 4.9: Operationalisierung von Schutzobjekten 194
191
Murray, C, Lopez, C.: The Global Burden of Disease, aComprehensive Assessment of Mortality and
Disability from Diseases, Injuries and Risk Factors in 1990 projected to 2020, Harvard School of Public
Health, World Health Organization and World Bank, 1996.
192
Im Sinne von experimentell bestimmbarer Dosis-Wirkungsbeziehungen (beispielsweise gemessene
Funktion zwischen Konzentration eines Stoffes und dem Absterben einer Population eines bestimmten
Organismus unter Laborbedingungen.
193
Im Sinne von statistisch unterlegten, vermuteten Wirkungsbeziehungen (beispielsweise statistische
Korrelation zwischen dem Auftreten von Atemwegserkrankungen und der Konzentration von
Luftschadstoffen.
194
Darstellung aus Müller-Wenk, R.: Development of a consistent framework for Life Cycle Impact
Assessment, in: UNEP Life Cycle Initiative, LCA Impact Assessment Definition Study, Background
Document II, 2003, S. 8.

98 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Bis jetzt noch keine klare Vorstellung für die Operationalisierung eines
Schadensindikators besteht hingegen bezüglich den allgemein als wichtig anerkannten
und dem Schutzobjekt Natürliche Umwelt zugeordneten life support functions 195 des
globalen Ökosystems. In den bislang vorgeschlagenen Modellen werden sie ihrer
Bedeutung zum trotz nicht separat behandelt. Neuerdings wird vorgeschlagen, sie als
Umweltveränderungskategorien oder als eine Art vorgelagerte Stufe von Schutzobjekten
separat zu modellieren, da diese Funktionen für Mensch und Natur relevant
seien und je spezifische Schäden von deren Beeinträchtigung auf die anderen
Schutzobjekte ausgehen würden. 196 Noch ist jedoch nicht absehbar, anhand welcher
Indikatoren eine Anbindung an die Wirkungsindikatoren oder die Schadensindikatoren
erfolgen könnte.
Für die Kulturelle Umwelt werden Schäden an Gütern mit Marktwert, resp. an Gütern
ohne Marktwert in monetären Einheiten als Operationalisierungen postuliert. Ebenso
werden für das Schutzziel Soziale Wohlfahrt monetäre Grössen vorgeschlagen
(economic value). Aber in beiden Fällen ist noch weitgehend unklar, anhand welcher
Schadensfunktionen oder Wirkungsketten eine konkrete Modellierung erfolgen soll.
Abbildung 4.10: Vorschlag von Itsubo zur Operationalisierung von Schutzzielen 197
Erscheint das Konzept der Schutzobjekte und deren Übersetzung in
Schadensindikatoren am Beispiel der Menschlichen Gesundheit zunächst als
überzeugend und gut formalisierbar, so offenbaren bereits die Formulierungen zur
195
Siehe Abschnitt 2.3.4.
196
Müller-Wenk, 2003, S. 7.
197
Darstellung aus UNEP, 2003, ohne Seitenangaben.

Kapitel 4: Phase der Differenzierung und Operationalisierung 99
Operationalisierung der anderen Schutzobjekte Probleme einer wissenschaftlich
eineindeutigen Bestimmung der Kategorien sowie der Indikatoren.
Tatsächlich sind die Schutzobjekte unterschiedlich formulierbar. Es existieren neben
den im Rahmen der SETAC und der ISO14'040er Norm postulierten drei Schutzobjekte
auch andere, plausible Vorschläge: Beispielsweise wird im National LCA Database
Project Japans von zwei Schutzobjekten erster Ordnung ausgegangen, aus denen je
zwei weitere Schutzobjekte zweiter Ordnung abgeleitet werden, aus denen dann als
Schutzobjekte dritter Ordnung eigentliche endpoint-Kategorien hergeleitet werden.
Diese Situation illustriert, dass -nach mehr als 30 Jahren Ökobilanzforschung -nach
wie vor umstritten ist, ob im Rahmen dieser Methodik ausschliesslich Fragen der
Gesundheit, resp. der ökologischen Existenzsicherung oder aber das gesamte
Zieldreieck des Konzepts Nachhaltige Entwicklung integriert werden soll.
Dabei ist die Definition der Schutzobjekte mehr als eine rein philosophische Frage: sie
hat erhebliche Konsequenzen für die Methodik als Ganzes: Würde man
Ökobilanzierung an den drei Dimensionen der Nachhaltigen Entwicklung ausrichten, so
würde sozusagen die Umweltökonomie teil der Modellierung von Wirkungsketten,
indem social welfare operationalisiert und damit ökonomische Schadens-, resp. Wertindikatoren
eingeführt und mit den Umweltwirkungen verknüpft werden müssten.
Belässt man das Konzept bei den drei ursprünglichen Schutzobjekten, so bliebe der
naturwissenschaftliche Charakter der Wirkungsanalyse bestehen.
Dies stellt ein zentrales Anliegen des vier Elemente umfassenden Rahmenkonzepts der
Ökobilanzierung in Frage: Dass man naturwissenschaftliche und sozialwissenschaftliche
Operationen strikt voneinander abgrenzt: Zunächst also naturwissenschaftlich
Wirkungen ermittelt und dann getrennt diese Wirkungen mit den sozialen Wertvorstellung
einer Gewichtung zuführt. Aus diesem Grund hatte man auch die Schutzobjekte
vorgeschlagen, in der Annahme, dass es Anwendenden leichter fallen würde
zwischen Schutzobjekten oder Schadensindikatoren abzuwägen als zwischen
abstrakten, naturwissenschaftlichen Umweltveränderungspotentialen oder gar einer
mittlerweile kaum mehr überschaubaren Vielzahl von Inputs, resp. Outputs, deren
Konsequenzen in beiden Fällen für den Laien diffus sind.
Die Einführung der Schutzobjekte war somit als Schnittstelle zwischen Wirkungsanalyse
und Gewichtung konzipiert. Auch wenn ihre Selektion und Strukturierung noch
bei weitem nicht abgeschlossen erscheint, hat die Diskussion um ihre
Operationalisierung eine integrierende Wirkung auf die Ökobilanzforschung ausgeübt
und somit wesentliche Impulse zur Weiterentwicklung der Wirkungsanalyse gegeben.
Da die Initiative zu dieser Fokussierung von verschiedenen Exponenten der Befürworter
einer Gewichtung ausging - also der in den Umweltwissenschaften äusserst
umstrittenen Gesamtaggregation zu einem einzigen Index der Umweltbelastung –
fühlten sich die Protagonisten der traditionellen Wirkungsanalyse zunächst offenbar
herausgefordert, die noch schwache empirische Fundierung, resp. hohe Unsicherheit

100 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
der Schadensmodellierung zu kritisieren. Mittlerweile scheint dieses Spannungsfeld
jedoch die Voraussetzungen dafür geschaffen zu haben, dass Bruchstellen in den
Wirkungsketten gemeinsam geschlossen werden.
Die Diskussion um die Schutzobjekte hat zudem die Frage nach der Relevanz
bestimmter Wirkungskategorien wiederbelebt und damit auch gezeigt, dass selbst bei
strikter Trennung zwischen Gewichtung und Wirkungsanalyse dennoch Werturteile in
den Modellen enthalten sind: viele kleine Entscheidungen der Wirkungsanalyse-
Spezialisten prägen die Modelle und beeinflussen damit die Ergebnisse.
4.3.4.5 Fazit: Selektion und Modellierung bewirken weitere Spezialisierung
Insgesamt lässt sich feststellen, dass mit der im Verlaufe der 90er Jahre von beiden
Seiten der Wirkungsketten her geleisteten wissenschaftlichen Aufarbeitung der
Wirkungsanalyse dem Phänomen Umweltbelastung ein logischer Rahmen zugrunde
gelegt werden konnte. Angefangen von der Frage, welche Wirkungen als relevant
eingestuft werden, bis zur Diskussion über die Schutzobjekte, resp. über zu
vermeidende Schäden.
Abbildung 4.11: Integrierte Wirkungsanalyse und Gewichtung
Diese Darstellung der integrierten Wirkungsanalyse- und Gewichtungs-Methodik LIME stellt verschiedene
Ebenen einer ökologischen Beurteilung anschaulich dar. 198
198
UNEP Life Cycle Initiative, backgroung document II, 2003, ohne Seitenangaben.

Kapitel 4: Phase der Differenzierung und Operationalisierung 101
Es steht nun ein generisches, resp. universelles Rahmen-Konzept zur Verfügung,
welches eine nachvollziehbare Strukturierung unterschiedlicher, als relevant erachteter
Wirkungen und Schäden erlaubt. Und das seinem Wesen nach unterschiedliche
Operationen oder Stufen begrifflich und modelltechnisch trennt.
Dieser Rahmen ist nicht abschliessend bestimmt, sondern grundsätzlich offen für die
Aufnahme neuer Wirkungen oder Schadenskonzepte. Er ist darüber hinaus geeignet
sich weiter zu differenzieren und sich entsprechend dem jeweils zu erzielenden
Konsens zu restrukturieren. Es entstand damit eine Landkarte der Meta-Wissenschaft
Life Cycle Impact Assessment, in der die verfügbaren Modelle und Daten verortet
werden können. Und in welcher Bruchstellen oder Inkonsistenzen zwischen den
Modellen zur Beschreibung der Umweltveränderungen und denjenigen zur
Beschreibungen von Schäden identifiziert und somit wissenschaftliche Arbeiten
koordiniert, resp. aus der Perspektive beider Enden der Wirkungsmodellierung
priorisiert werden können. 199
Es liegt auf der Hand, dass solche Wirkungsmodelle bei aller Komplexität vereinfachte,
letztlich konstruierte Zusammenhänge darstellen. Dennoch tragen sie ganz erheblich zu
einem rationalen Verständnis von Umweltbelastungen bei, indem sie jenseits von lokalspezifischen
Situationen, den Anwendenden einen aktuellen Erkenntnisstand der
Umweltwissenschaften zur Verfügung stellen.
Die Wirkungsanalyse ist damit grundsätzlich geeignet, das steigende Bedürfnis nach
einer Komplexitätsreduktion bei Beurteilung umfangreicher Input-Output-Bilanzen durch
eine Fokussierung auf das ökologisch Vordringliche zu befriedigen. Jedoch wurde damit
das Komplexitätsproblem lediglich auf die Ebene der Umweltnaturwissenschaften
transferiert: wer wirklich verstehen will, wie die Resultate der Wirkungsanalyse -
insbesondere die Ergebnisse auf Stufe von endpoint indicators –zustande kommen,
muss sich enorm anstrengen und über ein profundes naturwissenschaftliches Grundwissen
verfügen!
Die Wirkungsanalyse nimmt aber den Beurteilenden die Aufgabe einer subjektiven oder
formalisierten Beurteilung ab. Sie verlagert jedoch diese Entscheidung von der Ebene
der Sachbilanz auf die Ebene der Umweltveränderungen und/oder Schäden an
Schutzielen. Diese Resultate sind jedoch -mit Ausnahme der Selektion eines einzigen
Umweltveränderungs-Indikators - als Resultate immer mehrdimensional und damit
muss der Anwendende zwischen verschiedenen Resultaten bezüglich Umweltveränderungspotentialen
(Treibhauseffekt, Ozonschichtabbau, etc.) oder
Schadenspotentialen (DALY, PDF, etc.) abwägen.
Dies führt uns schliesslich zur Betrachtung der methodischen Entwicklung bezüglich der
fünften und letzten kritischen Operation der Ökobilanzierung: der Gewichtung.
199
Siehe UNEP Life Cycle Initiative, 2003.

102 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
4.3.5 Gewichtung zu einem Gesamtindikator Umweltbelastung
Durch die Wirkungsanalyse nach wie vor nicht formalisiert, wurde die Frage nach einer
Gesamtbeurteilung von Umweltbelastung und deren Quantifizierung anhand eines
einzigen Gesamtindikators. Dieser letzte Schritt auf dem Weg zum Grünen Stein der
Weisen wurde schon zu Beginn der 90er Jahre eindeutig als nicht naturwissenschaftlich
machbar herausgearbeitet und entsprechend von der Wirkungsanalyse begrifflich
getrennt, wenngleich im Rahmen desselben Elements (Wirkungsanalyse und
Gewichtung) des Grundrasters belassen. Es bildeten sich jenseits der Wirkungsanalyse
auch für die Beurteilung spezifische Operationen aus:
1. Normalisierung: Vergleich der Resultate mit Referenzgrössen zur Ermittlung
des relativen Beitrags innerhalb einer Wirkungskategorie
2. Gruppierung: Klassifizierung oder ranking von Wirkungsbilanzresultaten nach
Priorität oder relativer Bedeutung
3. Gewichtung: Numerische Gewichtung aller Wirkungskategorien zur
Berechnung eines gesamtaggregierenden Indikators (single score)
Für unsere Untersuchung ist hiervon die Gewichtung als kritische Operation genauer zu
betrachten. Denn bei der Gewichtung erfolgt ein weiterer Modellierungs- und
Formalisierungsschritt. Normalisierung und Gruppierung stellen hingegen modellfreie
Berechnungsschritte dar, wie sie auch in anderen Zusammenhängen vorgenommen
werden. Sie sollen der Vollständigkeit halber kurz charakterisiert werden, da sie in der
Praxis häufig Anwendung finden.
Normalisierung
Bei der Normalisierung werden die Resultate von Wirkungsbilanz und/oder Sachbilanz
in Relation zu Referenzgrössen gesetzt. Beispielsweise werden häufig Stoffflüsse,
Wirkungen, oder Schäden eines Landes mit den potentiellen Stoffflüssen, Wirkungen,
resp. Schäden des Untersuchungsgegenstands verglichen. Auch eine Normalisierung
der Ergebnisse auf eine Person oder ein bestimmtes Konsumverhalten werden häufig
als anschauliche Grössen empfohlen. 200 Die Ökobilanzforschung selbst sammelt und
publiziert dazu sogenannte Normalisierungssets für verschiedene Länder, grössere
regionale Einheiten oder gar die Erde als Ganzes. 201 Meistens handelt es sich dabei um
Datenbestände die aus diversen Quellen zusammengestellt und allenfalls auf die
gewünschte Region anhand des Bruttosozialprodukts oder der Bevölkerungszahl
skaliert werden. Empfehlenswert ist das Abstellen auf offizielle Statistiken von Umweltbehörden,
internationalen Organisationen (beispielsweise der OECD), Branchen-
200
Siehe Guinée, 2002, S. 625 – 628 sowie Sundmacher, 2002, S. 212 - 228.
201
Huijbregts, M.A.J., et.al.: LCA normalisation data for the Netherlands (1997/1998), Western Europe
(1995) and the World (1990 and 1995), CML, Leiden, Niederlanden, 2000.

Kapitel 4: Phase der Differenzierung und Operationalisierung 103
verbänden oder bekannten Forschungsinstituten (beispielsweise des World Resource
Institute).
Es liegt auf der Hand, dass wiederum die Qualität dieser Daten und insbesondere
deren Kontextbezug einen direkten Einfluss auf die Abbildungsqualität entsprechend
normalisierter Ökobilanz-Resultate haben.
„Normalization reveals which effects are large and which are small in relative terms.
However, it does not say anything about the relativ importance of the effects. Asmall
effect can very well be the most important.“ 202 Diese Wichtigkeit ist nicht ohne die
Einführung von irgendwelchen Präferenzen, resp. Manifestationen von Präferenzen
oder Werturteilen bestimmbar. Dazu dienen die beiden Operationen Gruppierung und
Gewichtung:
Gruppierung
Bei der Gruppierung sortiert man einzelne Resultate der Sach- oder Wirkungsbilanz
anhand von Kategorien unterschiedlicher Priorität oder man führt ein verbal
argumentativ fundiertes ranking durch. Das Resultat hat die Form von Ranglisten oder
Klassen von Wirkungskategorien. Diese sollen dann bei der Interpretation der
numerischen Resultate (Wirkungen, resp. Schäden) als Interpretationshilfe dienen.
Wenngleich dieser Arbeitsschritt in den gängigen Leitfäden und auch der ISO14040-
Normreihe aufgeführt wird, schenkt man ihm im Rahmen der Ökobilanzforschung kaum
Beachtung: Guinée et. al. stellen fest, dass hierzu keine spezifischen Aktivitäten oder
Fortschritte im Verlaufe der 90er Jahre zu verzeichnen sind.
Dies Situation kontrastiert mit der dynamischen und vielbeachteten Entwicklung der
Gewichtung, mit der wir unsere Untersuchung zur Differenzierung und
Operationalisierung der Ökobilanzforschung abschliessen:
Gewichtung
Die Gewichtung ist der letzte Schritt einer vollständig formalisierten und damit
algorithmusbasierten Ökobilanz. Er basiert zwingend auf Werturteilen und kann nicht
allein naturwissenschaftlich ausgeführt werden. Gerade deshalb ist dieser Schritt nach
wie vor äusserst umstritten: „Die angestrebte idealtypische Lösung -Darstellung der
gesamten Umweltbelastung auf einer eindimensionalen Skala oder mit Hilfe eines Index
– wird als methodisch unlösbar, pseudo-objektiv und nicht konsensfähig angesehen“. 203
Dieser deutlichen Aussage des deutschen Umweltbundesamtes zum Trotz wurden in
den 90er Jahren zahlreiche Versuche in diese Richtung unternommen. Die bereits in
den 70er Jahren formulierten Grundideen wurden dabei weiterentwickelt und zu einer
grossen Vielfalt von Methodenvorschlägen kombiniert. Im Gegensatz zur Wirkungs-
202
Goedkoop, M.: The Eco-Indicator 95, A tool for designers, Pré Consultants, Amersfoort, 1995, S. 5.
203
Umweltbundesamt, 1992, S. 54.

104 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
analyse, für die im Verlaufe der 90er Jahre ein -zumindest theoretisch überzeugendes
– einheitliches Vorgehen mit klar bestimmten Teiloperationen und Begrifflichkeiten
geschaffen wurde, besteht bezüglich der Gewichtung kein solcher Konsens. 204 Vielmehr
sind sehr verschiedene Vorgehensweisen entstanden, resp. in der Praxis verbreitet.
Abbildung 4.12: Seit 1990 entwickelte Gewichtungsmethoden
In der Literatur häufig genannte und in der Praxis eingesetzte Gewichtungsmethoden
Die Forschung zur Operation Gewichtung konzentriert sich auf die Diskussion formaler,
intersubjektiver Bewertungsprinzipien und die Bereitstellung generischer Gewichtungsfaktoren
für eine möglichst grosse Zahl von Sachbilanz-Indikatoren. In unserer
Untersuchung tragen wir diesem Umstand Rechnung, indem wir anhand der gängigsten
204
Bengtsson, M.,: Environmental Valuation and Life Cycle Impact Assessment, Chalmers University of
Technology, CPM Report 2000:1, Göteborg, 2000, S. 17. sowie Finnveden, G.: Acritical review of
operational valuation/weighting methods for life cycle assessment. AFR-report 253, Swedish Waste
Research Council, Swedish EPA, Stockholm, 1999 , S. 2.

Kapitel 4: Phase der Differenzierung und Operationalisierung 105
Standard-Methoden aufzeigen, wie sich die Operationalisierung einzelner Prinzipien seit
den 70er Jahren entwickelt hat.
Die Tabelle zeigt in der Literatur häufig genannte Methoden nach Datum des
Erscheinens, resp. ihrer Weiterentwicklung. Dabei handelt es sich jeweils nicht nur um
konzeptionelle Beiträge, sondern für alle hier aufgeführten Methoden sind entsprechende
Gewichtungsfaktoren verfügbar und die Methoden wurden im Rahmen
mehrerer Untersuchungen in der Praxis eingesetzt. Angesichts der Vielzahl der Ansätze
konzentrieren wir unsere Diskussion auf diejenigen Konzepte, die in der Literatur
ausführlich behandelt werden und die für die Weiterentwicklung der Gewichtung
wichtige Beiträge geleistet haben. Die meisten davon sind im Rahmen von
Kooperationen zwischen Umweltbehörden, bekannten Forschungsinstitutionen
und/oder Beratungsunternehmen entstanden.
Die Entwicklung der formalisierten Gewichtung wurde massgeblich durch die
Pionierarbeiten aus der Schweiz geprägt: Das Prinzip der Ökologischen Knappheit 205
ursprünglich von Müller-Wenk vorgeschlagen, ist bis heute stetig überarbeitet und auf
zahlreiche andere Länder übertragen worden. Aus den in der Tabelle aufgeführten 33
Gewichtungsmethoden berufen sich 12 – umgesetzt für 8 verschiedene Länder -
unmittelbar auf dieses Prinzip. Zählt man andere Methoden hinzu, die Gewichtungsfaktoren
ebenfalls auf der Basis eines Vergleichs zwischen dem aktuellen Zustand und
einem politisch angestrebten Zustand (distance-to-target) ermitteln, sind es insgesamt
15.
Als Nachfolger-Konzepte von Methoden auf der Basis von naturwissenschaftlich
begründeten Referenzwerten oder Prinzipien gelten 5der aufgeführten Ansätze und der
Familie der umweltökonomisch inspirierten Konzepte sind weitere 5 zuzuordnen; 4
gelten als Panel-Methoden und die restlichen drei stellen Mischformen dar.
Die Tabelle zeigt zudem, dass sich die Methodenentwicklung auf bestimmte Regionen
konzentriert: so sind seit Beginn der 90er Jahre neben der Schweiz insbesondere die
Niederlande, Schweden und Dänemark präsent, in jüngerer Vergangenheit auch
insbesondere Japan. Dies im Gegensatz zu beispielsweise Deutschland und den USA,
die auch heute noch grundsätzliche Vorbehalte gegenüber der Gewichtung anbringen
(beispielsweise innerhalb der ISO) und heute über keine Standard-Methoden verfügen.
Wir orientieren unsere Übersicht 206 anden vier identifizierten Bewertungkonzeptionen:
Umwelt-Naturwissenschaften, Politik, Empirische Sozialforschung (Panel) und Umweltökonomie.
205
Siehe Abschnitt 3.2.6.
206
Siehe Siegenthaler, C.: Die Frage der Bewertung in Ökobilanzen -Stand und Perspektiven, in: Energie
und Umweltforschung im Bauwesen, 11. Schweizerisches Status-Seminar, Zentrum für Nachhaltigkeit
im Bauwesen, Zürich, 2000, S. 411 – 416.

106 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
4.3.5.1 Umwelt-Naturwissenschaften als Referenz
Zu dieser Kategorie werden häufig die sogenannten Proxy-Indikatoren gezählt: Sie
bilden Umweltbelastung indikativ ab, indem unterstellt wird, dass eine enge Beziehung
zwischen Indikator und Umweltbelastung besteht. Ein solcher Proxy-Indikator wurde
beispielsweise mit dem Konzept der MIPS -Material Intensity per Service Unit -von
Schmidt-Bleek vorgeschlagen 207 .Der Indikator basiert auf der Erfahrung, dass Masse
oft mit Umweltbelastung korreliert. Es wird vom Prinzip „Weniger ist besser“
ausgegangen.
Es handelt sich damit eigentlich nicht um einen formalisierten Gewichtungsansatz,
sondern um einen Summenparameter zur Aggregation der Sachbilanz. Unberücksichtigt
bleiben sowohl Wirkungen der Stoffe als auch Präferenzen der
Beurteilenden. 1kg CO 2 wird gleich gewichtet wie 1kg Plutonium. Der Einfluss dieses
Konzepts auf die Ökobilanzforschung ist -seiner Bekanntheit in der Öffentlichkeit im
Zuge der weltbekannten Leitbilder Faktor 4 (E.U. Von Weizsäcker) und Faktor 10
(Schmid-Bleek) zum Trotz – als gering einzustufen. 208
Die Vorstellung, es lasse sich ein Referenzzustand ökologischer Nachhaltigkeit als
maximal zulässiger Fluss pro Zeiteinheit und geografischem Bezug beschreiben, liegt
hingegen dem Konzept den nachfolgend genannten Vorschläge zugrunde:
Ein prominentes Beispiel dieser Kategorie hatten wir bereits erwähnt: die durch Odum
und andere Wegbereiter der Ökologischen Ökonomie, aus den Hauptsätzen der
Thermodynamik, abgeleiteten Indikatoren für Energie, resp. Ordnung (resp. Exergie,
Enthalpie, Entropie) 209 .Mit der natürlich durch die Sonneneinstrahlung vorgegebenen
Entropieabnahme auf der Erde, resp. der in Rohstoffen verfügbaren Exergie steht ein
Referenzwert im Sinne einer Ökologischen Knappheit zur Verfügung. Allerdings trägt
dieser Ansatz letztlich nur der Verfügbarkeit von Rohstoffen Rechnung und vermag
schädliche Wirkungen von Stoffumsätzen nur dadurch einzubeziehen, dass der
Energiebedarf von Sanierungs- oder Vermeidungaktivitäten abgeschätzt wird. Diese
Grundidee der Ökologischen Ökonomie wird heute allgemein eher als eine Wirkungskategorie
unter anderen diskutiert, resp. angewendet.
Neben Masse und Energie wurden auch Konzepte mit Bezug zu Raum und Zeit als
naturwissenschaftliche Gewichtungsprinzipien postuliert:
207
Schmidt-Bleek, F.: Wieviel Umwelt braucht der Mensch MIPS –Das Mass für ökologisches Wirtschaften.
Birkhäuser, Berlin, 1993.
208
Siehe beispielsweise: Braunschweig, et.al.: Developments in LCA Valuation, IWÖ-Diskussionsbeitrag
Nr. 32, IWOE-HSG, St. Gallen, 1996, S. 10 – 15.
209
Siehe Abschnitt 3.2.5.

Kapitel 4: Phase der Differenzierung und Operationalisierung 107
Der 1993 publizierte Ökologische Fussabdruck von Wackernagel 210 ,bezieht sich auf
den Flächenbedarf zur Versorgung mit Energie auf rein erneuerbarer Basis (Sonneneinstrahlung,
resp. Wirkungsgrad der Photosynthese) sowie dem Flächenbedarf zur
Bereitstellung ökologischer Regenerationsleistungen. 211 Es wird berechnet, welche
Anzahl m² notwendig wäre, um die verwendeten Inputs auf erneuerbarer Basis
herzustellen, resp. um die Wirkungen der Outputs durch Regeneration zu
neutralisieren. Vergleicht man den resultierenden Flächenbedarf zum Beispiel für eine
ganze Nation mit der dort effektiv zur Verfügung stehenden Fläche, so ist das Kriterium
der strengen ökologischen Nachhaltigkeit bei Werten >1 entsprechend verletzt.
Analog zur Energie ist dieses Prinzip jedoch kaum geeignet, Umweltwirkungen und
Schäden angemessen zu berücksichtigen. Er wird deshalb in der Ökobilanzforschung
nicht weiter beachtet. Hingegen findet er aufgrund seiner Anschaulichkeit in der Praxis
auch durchaus Anwendung: so bezieht sich beispielsweise der WWF verschiedentlich
auf dieses Mass (beispielsweise mit dem Eco-Footprint-Rechner zur Ermittlung der
persönlichen Ökobilanz). Wackernagel selbst hat den Ansatz verwendet, um ein weitherum
beachtetes Nachaltigkeits-“ranking“ von Ländern vorzunehmen 212 .
Ebenfalls nicht im Blickfeld der Ökobilanzforschung sind die zeitbezogenen
Gewichtungsprinzipien wie sie beispielsweise von Yasui 213 oder Jolliet entwickelt
wurden. Während Yasuis Ansatz auf einer Abschätzung der Zeit bis zum Eintreten einer
ernsthaften Krise für verschiedene Wirkungskategorien beruhte und damit letztlich
ebenfalls eher veranschaulichenden Charakter aufwies, da dieser Wert nicht wissenschaftlich
eindeutig bestimmt werden kann (was Yasui anerkannte), stellt die Cricital
Surface Time 214 Methode von Jolliet eine naturwissenschaftlich fundierte
Fortentwicklung der bekannten Kritischen Volumina 215 dar. Die Critical Surface Time
baut auf den Transmissionsprozessen von Stoffen auf: Abbau- und Verdünnungsprozesse
werden verwendet, um Zeit und Raum zu ermitteln, welche benötigt werden,
um eine Emission in eine unschädliche Konzentration zu überführen. Diese Referenzkonzentrationen
verschiedener Stoffe wurden –analog zu den Kritischen Volumina aus
der Gesetzgebung übernommen. Auch dieser Ansatz wird heute nicht mehr im Sinne
210
Wackernagel, M.: How Big Is Our Ecolocigal Footprint: AHandbook For Estimating ACommunity‘s
Appropriated Carrying Capacity, University of British Columbia, Vancouver, 1993.
211
Ein ähnlicher Vorschlag stellt auch der Sustainable Process Index dar, siehe: Krotschek, Ch.,
Naradoslawsky, M.: The Sustainable Process Index; a new dimension in ecological evaluation,
Amsterdam, 1994.
212
Wackernagel, M., et.al.: Ecological Footprints of Nations, How much nature do they have – How much
nature do they have, Centro de Estudios para la Sustentabilidad, Universidad Anàhuac de Xalapa
Mexico, Xalapa, 1997.
213
Yasui, I.: Anew Scheme of Life Cycle Impact Assessment Method Based on the Consumption of Time,
in: Proceedings of the 3 rd International Ecobalance Conference, Tsukuba, 1998, S. 89 - 92.
214
Siehe Jolliet, O.: Critical Surface-Time: An Evaluation Method for Life Cycle Assessment, in: Udo de
Haes, H.A. et.al.:Integrating Impact Assessment into LCA, SETAC Press, 1994, S. 133 – 144.
215
Siehe Abschnitt 3.2.8.

108 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
einer Gewichtungmethode weiterentwickelt. Jolliets Arbeiten sind in der Modellierung
von Schadensindikatoren auf Stufe Wirkungsanalyse aufgegangen.
Alternativ zu den politisch legitimierten Grenzwerten wurden von Kortmann 1994 No
Observable Effect Levels (NOEL) 216 , resp. No Significant Adverse Effect Levels
(NSAEL) als naturwissenschaftliche Referenzgrössen zur Gewichtung diskutiert. Diese
Schwellenwerte werden in der Toxikologie verwendet, um Aussagen darüber zu
machen, bis zu welcher Stoffkonzentration keine Effekte im Ökosystem beobachtet
werden können, resp. keine negativen Effekte wahrgenommen werden.
Abbildung 4.13: NSAEL Methode
Gewichtungsfaktoren auf der Basis der NSAEL Methode für 5 CML-Umweltwirkungskategorien 217
Kortmann schlug vor, auf diesem Wege zu bestimmen, welche Menge an Emission pro
Zeit und Raum das Einhalten dieser Konzentrationswerte erlaubt. Während NOEL für
Organismen eine rein experimentelle Bestimmung zulassen, jedoch per definitionem
nichts über die ökologische Bedeutung einer Überschreitung des Referenzwertes
aussagen können, 218 wurden NSAEL-basierte Referenzwerte kritisiert, weil sie durchaus
von subjektiven Wertvorstellungen geprägt werden: Letztlich muss jemand definieren,
was unter signifikanten, unerwünschten Effekten verstanden werden soll. Dies kann
toxikologisch im Laborversuch für einzelne Stoffe und bestimmte Organismen allenfalls
noch bestimmt werden, hingegen kaum für andere Wirkungskategorien, beispielsweise
den Treibhauseffekt. Als problematisch in der Umsetzung wurde zudem das
Zurückrechnen von Immissionskonzentrationen auf Emissionsfrachten erkannt. Auch
NOEL und NSAEL haben sich somit nicht als allgemein anerkannte Gewichtungs-
216
Heute spricht man zumeist von NOEC = No Observable Effect Concentrations
217
Eigene Darstellung mit Gewichtungsfaktoren aus Müller-Wenk, R.: Methode der wirkungsorientierten
Klassifikation nach CML Leiden sowie darauf aufbauende Methoden für die Bewertung, in:
Braunschweig, et.al.: Evaluation und Weiterentwicklung von Bewertungsmethoden für Ökobilanzen –
Erste Ergebnisse, IWÖ Diskussionsbeitrag, Nr. 19, St. Gallen, 1994, S. 34.
218
Siehe Müller-Wenk, R.. Political and scientific targets distance-to-target valuation models, in
Braunschweig, 1996, S. 86 - 93.

Kapitel 4: Phase der Differenzierung und Operationalisierung 109
faktoren etablieren können. Sie werden aber in den schadensorientierten Modellen der
Wirkungsanalyse spezifisch für die Abbildung von Toxizität verwendet, beispielsweise
NOEL bei der Ermittlung von Potentially Disappeared Fraction of Species (PDF). 219
Damit ist festzustellen, dass sich die Ideen einer rein naturwissenschaftlich fundierten
Gewichtung und rationalen Operationalisierung von Umweltbelastung als nicht tragfähig
erwiesen haben. Einerseits, weil die rein physikalischen Referenzgrössen Energie,
Fläche, Zeit oder Masse nicht in der Lage sind, alle Aspekte von Umweltwirkungen
ausreichend abzubilden. Andererseits, weil die Ökobilanzforschung zur Kenntnis
nehmen musste, dass auch wissenschaftlich gängige Begriffe und Modelle letztlich von
Werturteilen der Forschenden selbst abhängig sind. 220 Forschung mag zwar auf
Wahrheit gerichtet zu sein; ohne wertbasierte Entscheidungen -beispielsweise bei der
Auswahl von Modellen oder der Annahme des Verlaufs von Schadensfunktionen -lässt
sich aber auch keine Naturwissenschaft betreiben.
Heute wird die Gewichtung innerhalb der Ökobilanzforschung als allein mittels
sozialwissenschaftlichen Ansätzen realisierbar anerkannt. In Anlehnung an Luhmann
kann man sagen „Die Gesellschaft kann ihre Wirkungen auf die Umwelt nur selbst
bewerten“. Das sahen viele der beteiligten NaturwissenschafterInnen zu Beginn der
90er Jahre keineswegs so.
Dennoch kann festgehalten werden, dass einige dieser Ideen –Energie, NOEL, Transmissionsmodellierung
-durchaus Eingang in das Rahmenkonzept der Wirkungsanalyse
gefunden haben, wenngleich auf einer anderen Ebene und mit erheblich geringerem
Geltungsanspruch.
4.3.5.2 Politik und Gesetzgebung als Referenz
Von der Grundidee einer Ökologischen Grenze wie die oben beschriebenen naturwissenschaftlich
orientierten Methoden sind auch die Pionier-Methoden der Ökologischen
Knappheit ,resp. die Kritischen Volumina ausgegangen. Dabei suchten sie
diese Grenze aus politischen Vorgaben abzuleiten: Grenzwerte oder Stoffflussziele der
Umweltpolitik wurden dazu herangezogen. 221
Obwohl die Kritischen Volumina keine eigentliche Gewichtungsmethode darstellen,
sondern nur eine Teilaggregation vornahmen und damit der Wirkungsanalyse
zugeordnet wurden, haben sie die Entwicklung verschiedener Gewichtungsmethoden
auf der Basis von Grenzwertrelationen angestossen. Die oben bereits beschriebene
Critical Surface Time von Jolliet baut direkt darauf auf. Eine umfassende und
systematische Weiterentwicklung stellen die Qualitätsziel-Relationen von
Schaltegger/Sturm dar: Sie rechnen 1992 die Immissionsgrenzwerte von m 3 auf Mol um
219
Siehe Abschnitt 4.3.2.2.
220
Siehe Bengtsson, 2000, S. 17.
221
Siehe Abschnitt 3.2.6.

110 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
und machen damit einen Vergleich der Grenzwerte über alle Umweltmedien möglich.
Die Grenzwertrelation erhalten sie schliesslich über eine Normalisierung auf CO 2 (wozu
allerdings kein Grenzwert-Ziel existiert und sie pragmatisch die Konzentration von 1960
als Qualitätsziel annehmen). Sie empfehlen schliesslich eine Multiplikation des
Ergebnisses mit der Halbwertszeit des entsprechenden Stoffes, wobei sie selbst diesen
Schritt mangels Daten nicht umsetzen. In der Literatur wird dieser Ansatz bis Ende der
90er Jahre ebenfalls häufig diskutiert und die entsprechenden Gewichtungsfaktoren
wurden in verschiedenen Software-Programmen Anwendenden zur Verfügung gestellt.
Heute finden die Qualitätsziel-Relationen jedoch keine Beachtung mehr und die
Gewichtungsfaktoren werden von den Autoren nicht mehr aktualisiert. Die Methodik ist
jedoch in der Praxis zumindest beim Pharmakonzern Roche noch in Gebrauch und
dient dort zur Ermittlung einer „Eco-Efficiency-Rate“ 222 .
Die grenzwertorientierten Methoden unterscheiden sich von den distance-to-target-
Ansätzen insbesondere dadurch, dass sie lediglich etwas über die politisch, resp.
administrativ anerkannte relative Gefährlichkeit eines Stoffes aussagen. Sie berücksichtigen
hingegen den aktuellen Zustand der Umwelt nicht und enthalten damit keine
Informationen über den politisch gebotenen Handlungsbedarf zur Begrenzung von
Emissionen.
Die Ökologische Knappheit - der Vorläufer aller distance-to-target-Methoden wurde
hingegen immer wieder aktualisiert und die Herleitung der Gewichtungsfaktoren an
neue Entwicklungen der Ökobilanzforschung angepasst. Dies obwohl die meisten der
führenden Forschenden diese Methode ablehnen, da die Gewichtungsfaktoren auf
Stufe der Stoffflüsse bestimmt werden, ohne dass die allgemein geforderte Abfolge von
Arbeitschritten der Wirkungsanalyse (Selektion von Wirkungskategorien, resp. Schutzobjekten,
Modellierung der Wirkungsketten, Normalisierung und erst dann Gewichtung)
durchlaufen wird. Auch die ursprünglichen Autoren der Ökologischen Knappheit haben
sich seit Mitte der 90er Jahre in Ihren Arbeiten der schadensorientierten Wirkungsanalyse
und darauf basierenden Gewichtungsmethoden zugewandt.
Grundsätzliche Kritik seitens der Ökobilanzforschung an distance-to-target-Methoden
entspringt einer grundsätzlichen Skepsis gegenüber der ökologischen Angemessenheit
von Umweltpolitik und Umweltgesetzgebung: Einerseits werden die Ziele häufig als zu
wenig umfassend sowie als zu wenig restriktiv erachtet. 223 Umweltrechtsexperten
verweisen zudem auf den Umstand, dass viele Umweltgesetze in ihrer Aussagekraft
durch Formulierungen wie „soweit wirtschaftlich tragbar und technisch machbar“ letztlich
unbestimmt seien und eher einen technokratischen Kompromiss zwischen Behörden
und Wirtschaft darstellen, als eine demokratisch legitimierte Präferenzordnung.
In der Praxis ist die Methode jedoch weiterhin präsent und es haben sich andere
Autoren gefunden, die heute die Weiterentwicklung vorantreiben. 224 Diese haben
222
Roche AG, Sicherheit und Umweltschutz bei Roche: Konzernreport 2002, Basel, 2002, S. 40.
223
Schoenbaum, T.: Environmental Law and Ecofactors, in: Miyazaki, N., et.al.: JEPIX –Japan Environmental
Policy Priorities Index, Social Science Research Institute Monograph Series Nr. 7, Tokyo, 2004,
S. 55 - 59.
224
Siehe Doka, G.: Synopsis of variations of the BUWAL Ecopoints LCIA Method, Ecoscarcity ,Übersicht

Kapitel 4: Phase der Differenzierung und Operationalisierung 111
begonnen, bezüglich bestimmter Stoffgruppen selektiv auch Modelle der Wirkungsanalyse
in die Berechnung einzubeziehen. So wird in aktuellen Auflagen der Ökologischen
Knappheit für Treibhausgase und ozonschichtabbauende Stoffe so
vorgegangen, dass Gewichtungsfaktoren zunächst nur für die explizit gesetzlich
geregelten Stoffe ermittelt und diese Faktoren dann mittels Charakterisierungsfaktoren
(insbesondere für die Umweltwirkungen Treibhauspotential, resp. Ozonabbaupotential
sowie Photooxidationspotential) auf andere Stoffe skaliert werden, sofern das Gesetz
explizit auf diese Wirkungen hin ausgerichtet ist. Dadurch kann das Auflösungsvermögen
der Methodik erheblich erhöht werden. 225
Zusätzlich wurde angeführt, dass die Methodik durchaus auf Schutzobjekten beruht, da
sich entsprechende Formulierungen in den Gesetzen finden und man anhand dieser
Schutzobjekte auch Wirkungsmodelle zur Bestimmung der Zielflüsse legitimerweise
verwenden könne.
Beispielsweise haben wir eine solche Erweiterung für den Einbezug toxischer
Substanzen vorgeschlagen und für Japan auf dieser Basis Gewichtungsfaktoren für
rund 300 Substanzen, nach Umweltmedien differenziert, berechnet. Das Auflösungsvermögen
der Methodik kann damit auf über 1'000 Gewichtungsfaktoren erhöht werden
und viele bislang unberücksichtigte, aber zweifelsfrei relevante Stoffe –insbesondere
Schwermetalle, Pestizide und Dioxine –können damit in die Beurteilung einbezogen
werden. Da das Chemikaliengesetz „den Schutz der Gesundheit von Mensch und
Umwelt“ zum Ziel hat und da in Japan für rund 20 toxische Substanzen nationale Ziele
bestehen, wird so die distance-to-target auf der Basis von Toxizitätswerten legitimiert,
ohne dass von Immissionsgrenzwerten auf Emissionsfrachten zurückgerechnet werden
muss. Die gemessenen Immissionswerte dienen in dieser Version der Methodik
vielmehr dazu, um erstmals eine Regionalisierung der Gewichtungsfaktoren
vorzunehmen: Die auf nationaler Ebene berechneten Gewichtungsfaktoren wurden
anhand der spezifischen Konzentrationswerte von 47 Präfekturen skaliert (für Luftqualität
anhand NO X , SO X , Photooxidantien, sowie für Wasserqualität anhand DOC,
Phosphor und Stickstoff).
Dem Umstand, dass sich für einen Stoff, resp. eine Wirkung unterschiedliche Ziele aus
verschiedenen politisch legitimierten Quellen ergeben können wird zudem Rechnung
getragen, indem für jede dieser Quellen ein Gewichtungsfaktor berechnet und dann mit
Berufung auf das Vorsorgeprinzip der höchte Faktor ausgewählt wird.
Das Konzept der Ökologischen Knappheit trägt somit in seinen aktuellen Umsetzungen
durchaus den Entwicklungen der Wirkungsanalyse Rechnung. Im Gegensatz zum
Anspruch der Wirkungsanalyse, eine möglichst naturwissenschaftliche Bestimmung von
Wirkungen, resp. Schäden zu erreichen, versucht das distance-to-target-Prinzip explizit
im Auftrag des BUWAL, Doka Life Cycle Assessments, Zürich, 2000.
225
Siehe Scheidegger, A.,: Der Umgang mit politischen Zielwerten –Erfahrungen aus der Überarbeitung
der Methode der Ökologischen Knappheit, in: in: ETH Zürich: Ansätze zum Vergleich von Umweltschäden,
Nachbearbeitung des 9. Diskussionsforums Ökobilanzen vom 4.12.1998, S. 29 – 33.

112 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
politische Wertungen abzubilden und erhebt damit keinen naturwissenschaftlichen
Anspruch. Deshalb haben wir auch vorgeschlagen, den missverständlichen Namen
Ökologische Knappheit aufzugeben und angemessener von politischen Prioritäten zu
sprechen. Die für Japan entwickelte Variante wurde entsprechend als JEPIX –Japan
Environmental Policy Priorities Index bezeichnet. 226
National Ecobalance for Japan 1999
Ozon Depletion Potential
BOD (biggest rivers)
4%
4%
COD (desig. water areas)
4%
Road Noise
5%
Photochemical Oxidant
5%
N0x
3%
SPM
3%
Greenhouse Gas
40%
P (desig. water areas)
5%
N (desig. water areas)
7%
Waste to Landfilling
10%
Toxicity Potentials
10%
Abbildung 4.14: Ökobilanz Japans 1999 nach JEPIX
Die Darstellung zeigt die nationale Ökobilanz für Japan des Jahres 1999 auf der Basis des Japan Environmental
Policy Priorities Index JEPIX 227
Eine durchgängige Integration von Wirkungsbilanz und Gewichtung (es ergeben sich –
sozusagen von links nach rechts -Resultate auf beiden Ebenen) wurde erstmals 1994
durch niederländische Forscher umgesetzt. Kalisvaart und Remmerwaal griffen mit der
MET-Point-Methode 228 die von CML vorgelegte Wirkungsanalyse-Methodik sowie die
entsprechenden Datenbestände auf und begannen nicht die Stoffe der Sachbilanz,
sondern die Wirkungsindikatoren („effect scores“) -beispielsweise Treibhauseffekt -zu
gewichten. Dazu orientierten sie sich zwar analog zur Ökologischen Knappheit an
nationalen Stoffflusszielen. Diese wurden für 8 der 13 durch CML vorgeschlagenen
Wirkungskategorien auf Wirkungsindikatoren umgerechnet und auf dieser Basis der
Zielwert mit dem effektiven jährlichen Wert jedes Wirkungsindikators verrechnet. Die
226
Siegenthaler, 2002, ohne Seitenangaben.
227
Leicht veränderte Darstellung aus Miyazaki, 2004, S. 53.
228
Kaalisvart, S., Remmerswaal, J.: The MET-Point method: Anew single figure performance indicator
based on effect scores, zitiert in Müller-Wenk, 1994, S. 36.

Kapitel 4: Phase der Differenzierung und Operationalisierung 113
Methode wurde später nicht weiterverfolgt, inspirierte jedoch andere Autoren, Modelle
der Wirkungsanalyse zur Operationalisierung politischer Zielwerte zu verwenden
(beispielsweise Ökologische Knappheit 1997, JEPIX).
Dieser Ansatz liegt auch der dänischen Environmental Design of Industrial Products
EDIP Methode von Hauschild und Wenzel zugrunde: sie berechnen 1997 Gewichtungsfaktoren
für 8 Wirkungskategorien sowie diverse Ressourcen und gewichten diese
ebenfalls anhand der Entfernung von politisch legitimierten Referenzwerten. Je nach
geografischer Bedeutung einer Wirkungskategorie werden die Daten global oder
national pro Kopf normalisiert. EDIP findet sowohl in der Literatur als auch in der Praxis
Beachtung. Dieser Ansatz wurde 1999 auch in einer Version für China publiziert. 229
Insgesamt kann festgestellt werden, dass die an politischen Zielwerten orientierten
Methoden zu Beginn der 90er Jahren die Gewichtungs-Diskussion angestossen haben.
Sie wurden stetig aktualisiert und haben die Erkenntnisse, resp. Modelle und Daten der
Wirkungsanalyse zunehmend integriert. Nach wie vor sind diese Ansätze aber
methodisch einfach aufgebaut (einfache Formel zur Verrechnung von Zielfluss und
aktuellem Fluss) ohne die vorgängig notwendigen Schritte zur Datengewinnung und
Selektion an konsequent durchgehaltenen Kriterien zu durchlaufen oder Prinzipien
formal einheitlich zu gestalten. Damit sind sie mehr von Pragmatismus und Plausibilität
geprägt, als vom Anspruch einer wissenschaftlich reproduzierbaren Vorgehensweise.
Zumindest im Falle der Gewichtungsfaktoren auf Basis der Ökologischen Knappheit für
die Schweiz, resp. Japan als auch für die EDIP Methodik in Dänemark wurden die
Gewichtungsfaktoren in Koordination mit den Umweltbehörden und Vertretern von
Unternehmen erarbeitet und auch durch anerkannte Institutionen publiziert. Damit
haben die Daten eine gewisse Qualitäts- und Vollständigkeitsprüfung durchlaufen und
erhalten auch eine offizielle Autorität. In der Schweiz spricht man häufig von der
BUWAL-Methodik - dies obwohl das BUWAL - Bundesamt für Umwelt, Wald und
Landschaft -explizit festhält, dass man die entsprechende Publikation nur als einen von
mehreren Beiträgen zur Methoden-Diskussion verstanden haben will und es sich
keinesfalls um eine offizielle Methode handelt.
Da sich sowohl der Umweltzustand als auch die Gesetzgebung stetig verändern,
müssen die Gewichtungsfaktoren periodisch aktualisiert und neue Ziele aufgenommen
werden. In Kombination mit ihrer Autorität sind sie darum grundsätzlich geeignet,
Trends umweltpolitischer Differenzierung und Priorisierung an die Entscheidungsträger
zu vermitteln. Diese Kategorie von Ansätzen bildet also eher einen sozialen Lern- und
229
Nielsen, P., Yang, J.: Chinese normalization references and weighting factors –According to the EDIP
impact assessment method, Technical University of Denmark &Chinese Academy of Science, Inco
China, 1999.

114 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Priorisierungsprozess ab (gesellschaftliche Resonanz !), als eine naturwissenschaftliche
Ökologische Wahrheit.
4.3.5.3 Empirische Sozialforschung (Panel) als Referenz
Die bereits in den 70er und 80er Jahren praktizierten, subjektiven Beurteilungsmethoden
(verbal-argumentativ, ABC, Nutzwertanalyse), welche spezifisch auf eine
bestimmte Fragestellung zugeschnitten sind, werden in der Praxis weiterhin häufig
eingesetzt. Sie sind aber eher Gegenstand der allgemeinen Entscheidungstheorie und
werden in der Ökobilanzforschung nicht spezifisch thematisiert. An ihre Stelle traten
Befragungstechniken aus der empirischen Sozialforschung, die unter dem Stichwort
Panel-Methoden Eingang in die Ökobilanzierung gefunden haben.
Der Begriff Panel ist in der empirischen Sozialforschung eigentlich für sogennante
Längsschnittstudien reserviert, in welchen die Probanden periodisch mit denselben
Fragestellungen konfrontiert werden. In der Ökobilanzierung hat sich der Begriff ganz
allgemein für Befragungen zu Präferenzen etabliert 230 – jedoch ohne die umweltökonomischen
Methoden zur Ermittlung der Zahlungsbereitschaft einzuschliessen.
Diese bilden eine eigenständige Kategorie.
Die häufig zitierte Landbank Panel Studie von Wilson 231 verwendete erstmals eine
mehrstufige Delphi-Befragung zur Gewichtung einer 39 Emissionen umfassenden
Sachbilanz. Eine Gruppe von 11 Umweltwissenschaftern aus 10 britischen
Universitäten hatte mittels score allocation (Punkte-Budget verteilen) und ranking
(Rangliste bilden) ihre Beurteilungen abzugeben. Diese Beurteilung erfolgte anonym
und die statistisch ausgewerteten Resultate wurden vor einer zweiten Befragung den
Experten zugestellt. Die meisten passten daraufhin ihre Einschätzungen erheblich an.
Diese Änderungen waren zu begründen und diese Kommentare standen dann in einer
dritten Runde allen Experten zur Verfügung. Diese Runde zeigte kaum mehr
Veränderungen der Gewichtungsfaktoren. In diesem Sinne wurde ein Konsens unter
den Experten erzielt, auf dessen Basis Sachbilanzen gewichtet werden konnten.
Auch Kortmann verwendete 1994 parallel zu dem oben erwähnten NSAEL-Ansatz für
die Gewichtung ein Experten-Panel. Er liess hingegen die ausgewählten 22
holländischen Umweltexperten aus verschiedenen Organisationen (Universitäten,
Behörden, Verbänden, u.a.) nicht einzelne Stoffe aus der Sachbilanz, sondern 5
Wirkungskategorien aus CML mittels ranking und score allocation gewichten. Er wählte
dazu ebenfalls ein mehrstufiges Vorgehen, in welchem die Experten im Verlaufe des
Verfahrens weitere Informationen - u.a. auch die Gewichtung nach der NSAEL-
230
Mettier, Th.: Der Vergleich von Schutzgütern –Ausgewählte Ergebnisse einer Panel-Befragung, in:
ETH Zürich: Ansätze zum Vergleich von Umweltschäden, Nachbearbeitung des 9. Diskussionsforums
Ökobilanzen vom 4.12.1998, S. 59.
231
Wilson, B., Jones, B.: The Phosphate Report, Landbank Consulting, London, 1994, übernommen aus
Foerster, R,: Panel Method according to Landbank, in: Braunschweig, 1994, S. 141 – 151.

Kapitel 4: Phase der Differenzierung und Operationalisierung 115
Methode –erhielten. Sie hatten zudem ihre Werturteile zu begründen und konnten die
Begründungen und scores der anderen Experten einsehen. Damit wurden die
verwendeten Kriterien transparent. 232
Abbildung 4.15: PANEL-Methode
Gewichtungsfaktoren der PANEL-Methode für 5 CML-Wirkungskategorien 233
Es zeigte sich, dass die Experten anhand sehr unterschiedlicher Kriterien
argumentierten. In einem weiteren Schritt selektierte man eine Gruppe von 10
Experten, welche ungefähr dieselben Kriterien zugrunde gelegt hatten. Nur deren
scores wurden schliesslich zur Berechnung der Gewichtungsfaktoren verwendet, da die
Resultate der anderen 12 Experten sehr stark variierten und als nicht vergleichbar
taxiert wurden. Dieses Beispiel zeigt, dass unter den Experten erhebliche Differenzen
nicht nur in der Gewichtung bestimmter Wirkungskategorien, sondern auch bezüglich
der persönlichen Vorgehensweise, resp. den persönlich als relevant erachteten
Aspekten bestehen. Die resultierenden Gewichtungsfaktoren zeigen schliesslich eine
gewisse Gleichgewichtung der verschiedenen Wirkungskategorien. –dies in starkem
Gegensatz zu den NSAEL-basierten (naturwissenschaftlich-begründeten) Gewichtungsfaktoren.
Eine Befragung von Umweltexperten und Fachpersonen wurde auch 1995 von Nagata
zur Ermittlung von Gewichtungsfaktoren für 9 Wirkungskategorien verwendet. Sein
Panel umfasste 5 verschiedene Personengruppen (Total 242 Befragte) – Umweltwissenschaftler
(57), Umweltexperten der Chemical Engineering Society (48), Ökobilanzanwendende
aus der Industry (30), Laien-Mitglieder der Chemical Enginering
232
Kortmann, J.G.M., et al.: Towards a single Indicator for Emissions. An Exercise in Aggregating Environmental
Effects; Ministry of VROM, Report Nr. 1994/12, Zoetermeer, 1994, übernommen aus Müller-
Wenk, 1994, S. 34 – 42.
233
Eigene Darstellung; Gewichtungsfaktoren aus Müller-Wenk, 1994, S. 34.

116 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Society (50) und Studierende der Ingenieurwissenschaften (57). Dabei wurden drei
verschiedene Befragungsmethoden –ranking, score allocation und analytical hierarchy
process (Paarweise Beurteilung aller Wirkungskategorien) –getestet. 234 Die Resultate
der drei verschiedenen Verfahren wurden gegenübergestellt und ihre Streuung
untersucht. Schliesslich wurde jeweils der Mittelwert der Befragungen als Gewichtungsfaktor
verwendet und die Ergebnisse mit einer Reihe anderer Methoden – so zum
Beispiel der Ökologischen Knappheit für die Schweiz, die Niederlande, Norwegen und
Schweden verglichen.
Abbildung 4.16: Beurteilung von Umweltveränderungen durch Befragung
Die RADEX-Darstellung stellt die Ergebnisse des Panels von Nagata für verschiedene Gruppen von
Befragten dar. Es zeigen sich erhebliche Unterschiede in den Einschätzungen. 235
Nagata stellte fest, dass sich die einzelnen Gruppen in der Beurteilung der 9Wirkungskategorien
stark unterschieden. Einzig die Kategorie Abfälle wurde von allen als relativ
unwichtig taxiert. Grosse Unterschiede ergaben sich hingegen bei der Einschätzung
des Treibhauseffekts, der Gewässerbelastung, der Energie sowie bei den ökologischen
Schäden. Zudem stellte er fest, dass die verschiedenen getesteten
Befragungsmethoden (ranking, score allocation und analytical hierachy process) keine
nennenswerten Unterschiede in den Resultaten zeigten.
234
Nagata, K., et.al.: Developing an Impact Assessment Methodology using Panel Data, in: RITE
International Workshop on Total Ecobalance, Tokyo, 1996, S. 101 – 119.
235
Nagata, 1996, S. 103.

Kapitel 4: Phase der Differenzierung und Operationalisierung 117
Auch die weltweit viel beachtete schadensorientierte Gewichtungsmethodik Eco-
Indicator 99 236 von Goedkoop und Spriensma baut auf Ergebnissen einer Befragung
auf: Sie verwendet die Ergebnisse einer fragebogenbasierten Umfrage unter 82
Mitgliedern des LCA Forums ETHZ/EPFL -vorwiegend Forschende und Mitarbeitende
von Beratungsunternehmen -durch Mettier. Dabei wurden erstmals Schutzgüter und
entsprechende Schäden (endpoints) und nicht wie bis dato Emissionen oder Umweltveränderungen
durch die Befragten beurteilt.
Es waren die Präferenzen zum Schutze der Menschliche Gesundheit, der Qualität des
Ökoystems sowie von Ressourcen zu ermitteln. Aufbauend auf der Erkenntnis, dass in
Befragungen ohne Zusatzinformationen eine starke Tendenz zur Gleichgewichtung
besteht, enthielt der Fragebogen verschiedene Interpretationshilfen, war mehrstufig,
qualitativ und quantitativ aufgebaut und fragte die Bewertungen anhand verschiedener
Entscheidungskontexte (Schäden in Europa, Schäden aus einem hypothetischen
Produkt, etc.) ab. 237
Mettier stellte fest, dass die Befragten erheblich Mühe hatten, vorgegebene Schäden
konsistent zu beurteilen, die nicht in demselben Enscheidungskontext liegen. Die
Befragten bevorzugten eine Bewertung auf einer eher allgemeinen Ebene gegenüber
einer sehr konkreten Ebene. Bei den rankings der Schutzobjekte wurden „Ressourcen“
deutlich weniger wichtig eingestuft als die beiden anderen, während die Ökosystemqualität
mit leichtem Vorsprung am häufigsten als wichtigstes Schutzziel taxiert wurde.
Beim nachfolgenden scoring zeigte sich, dass 50% der Befragten nicht bereit waren,
ihre Gewichtung der Schutzobjekte numerisch auszudrücken. Dies ist ein Phänomen,
welches auch im Rahmen von Befragungen zur Ermittlung der Zahlungsbereitschaft in
der umweltökonomischen Forschung häufig in dieser Grössenordnung anzutreffen ist. 238
Die Befragung versuchte desweiteren die Wertvorstellungen der Befragten anhand der
sogenannten Kulturtheorie zu erfassen, die eine Typenbildung aufgrund von zwei
Merkmalen vornimmt (group/grid analysis). Während das Merkmal group erfasst, wie
stark jemand in festen Gruppen eingebunden ist, versucht das Merkmal grid zu
bestimmen, wie stark jemand durch Vorschriften und Zwänge beeinflusst wird.
Entsprechend den Ausprägungen werden verschiedene Archetypen unterschieden.
Hofstetter hatte den Ansatz der Kulturtheorie in die Ökobilanzforschung eingebracht
und Mettier untersuchte nach dessen Vorschlägen drei Ausprägungen: Individualist
(grosse Unabhängigkeit und Selbstbestimmung), Egalitarian (Gruppenindentität und
Hierarchieaversion) sowie Hierachist (Gruppenidentität und Unterordnung). 239 Anhand
der Antworten von 29 Befragten, die in diesen Kategorien starke Ausprägungen zeigten,
wurden schliesslich typenspezifische Gewichtungsfaktorensets berechnet.
236
Siehe Goedkoop, M., Spriensma, R.: The Eco-indicator 99 –Adamage oriented method for Life Cycle
Impact Assessment, Methodology Report, Second Edition, April 2000, S. 3.
237
Mettier, Vergleich von Schutzgütern, 1999, S. 58.
238
Mitchell, R.C., Carson,R.T.: Using Surveys to Value Public Goods. The Contingent Valuation Method,
Resources for the Future, Washington, 1989, S. 34.
239
Siehe ausführlich: Hofstetter, P.: Perspectives in Life Cycle Assessment: Astructured approach to
combine models of the technosphere, ecosphere and valuesphere. Kluwer, Norwell, 1998.

118 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Die Abbildung zeigt die Resultate des rankings und des scorings sowie die daraus
(pragmatisch) abgeleiteten Gewichtungsfaktoren.
Abbildung 4.17: Gewichtung von Schutzobjekten für den Eco-indicator 99
Gewichtung von Schutzobjekten Im Rahmen des Eco-Indicator 99. Links sind die Resultate des rankings,
rechts die Resultate des scorings dargestellt. Die Tabelle zeigt die darauf basierenden Gewichtungen auf
Ebene Schutzobjekte und für das Gesamtresultat (Average), sowie die drei getesteten Archetypen.
Anhand der Resultate aus Stichproben mit nur 46, resp. 65 Ökobilanz-Interessierten aus dem Verteiler
des ETH LCA Forums, werden heute weltweit zahlreiche Ökobilanzen gewichtet (siehe auch Abschnitt
5.3.3). 240
In der Anwendung einer konkreten Ökobilanzierung wählt man die Perspektive zur
Gewichtung aus und erhält ein spezifisch für diese Perspektive typisches Resultat.
Später wurde auch eine Software bereitgestellt, damit man sich selbst im Gewichtungsdreieck
verorten und damit individuelle Gewichtungsfaktoren erstellen und zur
Berechnung von Ökobilanzen einsetzen kann.
Eine solche zielgruppenspezifische Konfiguration der Ökobilanz ist grundsätzlich
begrüsst worden und entspricht den Forderungen diverser Leitfäden als auch der ISO-
14040ff. Allerdings sind die entsprechenden Resultate nicht mehr mit anderen Studien
vergleichbar. Wohl deshalb findet man in der Literatur kaum Fallbeispiele, die diese
typenspezifische Konfiguration tatsächlich anwenden. In der Regel wird mit den
durchschnittlichen Gewichtungsfaktoren (Average) gerechnet.
Das von Mettier entwickelte Studie stellt die unseres Wissens bislang anspruchsvollste
Befragung zur Herleitung von Gewichtungsfaktoren im Rahmen der Ökobilanzforschung
dar. Angesichts der geringen Stichprobe sind die Resultate jedoch nicht repräsentativ.
240
Darstellungen zusammengefasst aus Goedkoop/Spriensma, 2000, S. 96/97.

Kapitel 4: Phase der Differenzierung und Operationalisierung 119
Zusammenfassend lässt sich bezüglich der Panel-basierten Standard-Gewichtungsmethoden
feststellen, dass in den durchgeführten Befragungen ranking und scoring
sowie analytical hierarchy process eingesetzt werden. Die Stichproben beziehen sich in
der Regel auf ausgewählte Umwelt- und (meistens hauptsächlich) Ökobilanzfachleute.
Sie geben weder Aufschlüsse über die Einschätzungen der Bevölkerung, noch
zeichnen sie ein repräsentatives Bild der in den Umweltwissenschaften engagierten
Forschenden.
Mit Blick auf den erheblichen Aufwand und die enorme Komplexität der einzelnen
Arbeitsschritte einer Ökobilanz mag dies überraschen. Offenbar ist die Schnittstelle zur
empirischen Sozialforschung noch wenig ausgeprägt. Es werden keine bestehenden
Forschungsresultate der Demoskopie genutzt und die Diskussion der verschiedenen
Methoden der Befragung ist -mit Ausnahme der umfangreichen Arbeit von Mettier in
der Ökobilanzliteratur vergleichsweise oberflächlich. Dies bestätigen auch die Untersuchungen
von Hofstetter 241 , Finnveden 242 und Sundmacher, die die verschiedenen
Panel-basierten Gewichtungsprojekte inventarisiert haben. Alle drei Autoren stellen fest,
dass die Befragungen tendenziell dazu führen, dass die Befragten die zu beurteilenden
Wirkungs- oder Schadenskategorien gleich gewichten. Sie weisen zudem auf die
Herausforderung hin, diese wertbeladene Frage überhaupt tauglich im Rahmen eines
Fragebogens zu formulieren und konstatieren eine latente Überforderung der
Befragten.
Sundmacher stellt zusammenfassend fest: „(...) dass hier insgesamt von einem bisher
eher embryonalen Stadium der Befragungstechnik gesprochen werden muss.“ 243
4.3.5.4 Monetarisierung als umweltökonomische als Referenz
Die monetäre Bewertung von Umweltschäden dient im Rahmen der Ökobilanzierung
nicht der Internalisierung Externer Kosten, sondern primär einer indikativen Information
der Beurteilenden über die gesellschaftliche Bewertung verschiedener Umweltwirkungen
des Untersuchungsgegenstands. 244
Monetarisierung als Vorschlag zur Gewichtung wurde in rudimentärer Form bereits in
den 70er Jahren vereinzelt anhand von Vermeidungs-, resp. Schadenskosten in
Sozialbilanzen vorgenommen. 245 In den 90er Jahren wurden die entsprechenden
Konzepte von der Ökobilanzforschung wieder aufgegriffen.
Ausgangspunkt dieser Entwicklung bildeten zwei Publikationen aus dem Jahre 1992:
Die eine entstand im Zusammenhang mit einer Verpackungsökobilanz-Studie des
241
Siehe Braunschweig, 1996, S. 138 - 140.
242
Finnveden, G.: Acritical review of operational valuation/weighting methods for life cycle assessment.
AFR-report 253, Swedish Waste Research Council, Swedish EPA, Stockholm, 1999.
243
Sundmacher, Umweltinformationsinstrument Ökobilanz, 2002, S. 246.
244
Kytzia, S., Seidel, I.: Monetarisierung – ein Weg für die vergleichende Bewertung von
Umweltschäden, in ETH Zürich: Ansätze zum Vergleich von Umweltschäden, Nachbearbeitung des 9.
Diskussionsforums Ökobilanzen vom 4.12.1998, S. 34.
245
Siehe Abschnitt 3.2.3.

120 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Tellus Institute. Sie basierte auf dem Vermeidungskostenansatz, indem aus der
Literatur die Kosten von gesetzlich vorgeschriebenen Umwelttechnologien und –
massnahmen recherchiert und als Gewichtungsfaktoren für die einzelnen Emissionen
verwendet wurden. 246 Vermeidungskosten werden auch heute noch häufig verwendet.
Jedoch nur stoffspezifisch und nicht zur Gewichtung verschiedenster Emissionen oder
Wirkungskategorien. Dies im Gegensatz zum Prinzip der Zahlungsbereitschaft
(willingness to pay).
Auf der Zahlungsbereitschaft basiert die schwedische Environmental Priority Strategies
Methodik (EPS). Als erste Methode überhaupt geht sie von Schutzobjekten aus und
zielt dabei im Gegensatz zu den anderen bisher diskutierten Methoden auf einen
globalen Geltungsbereich. Sie wurde in Zusammenarbeit mit namhaften Unternehmen,
insbesondere Volvo, später auch Akzo Nobel und ABB entwickelt.
Konkret werden für 5 – aus dem Protokoll der Rio-Konferenz (UNCED 1992) abgeleitete
- Schutzobjekte Zahlungsbereitschaften zur Wiederherstellung eines als nachhaltig
erachteten Niveaus ermittelt: Menschliche Gesundheit, Ressourcen, Produktionskapazität
des Ökosystems, Biodiversität und Ästhetische Werte. Für die Schutzobjekte
werden nicht zwingend jeweils ein endpoint-Indikator, sondern mehrere Indikatoren
verwendet, welche dann spezifisch mit Zahlungsbereitschaften belegt werden. Das
heisst, für menschliche Gesundheit werden anstelle eines endpoint- Indikators Disability
Adjusted Life Years DALY (Eco-indicator 99) fünf Wirkungsindikatoren – Years of Life
Lost YOLL, Severe Morbidity, Morbidity, Severe Nuisance und Nuisance separat
ermittelt und dann die Zahlungsbereitschaften für jeden dieser Indikatoren addiert.
Je nach Schutzziel werden sehr unterschiedliche Wege zur Herleitung der Zahlungsbereitschaften
verwendet: 247 einerseits werden Marktpreise für biotische Ressourcen
(Mais, Reis, etc.) und Frischwasser verwendet, anderseits werden fossile Energieträger
mit dem Marktpreis der durch den Abbau verdrängten biotischen Ressourcen (Ernteausfall
infolge Landbeanspruchung) bewertet. Auch mineralische Rohstoffe werden
anhand der Marktpreise von Holzenergie bewertet, die aufgewendet werden müsste,
um den Rohstoff aus einem minderwertigen Erz (definiert als 10-fache Konzentration
der Erdkruste) zu gewinnen.
Neben Marktpreisen werden auch „collective revealed preferences“ über staatliche und
damit politisch legitimierte Ausgaben ermittelt. Die Ausgaben der schwedischen
Behörden für den Arten- und Biotopschutz pro Kopf dienen zur Hochrechnung der
Zahlungsbereitschaft auf die gesamte Weltbevölkerung.
Bei der Gewichtung der unterschiedlichen Schadensindikatoren für Menschliche
Gesundheit kommen verschiedenste Bewertungsgrundlagen zur Anwendung: Zum
einen der Versicherungswert für einen Todesfall, zum anderen contingent valuation
Zahlungsbereitschaftsbefragungen für die verschiedenen Arten von Beein-
246
Tellus Institute: The Tellus Institute Packaging Study, Boston, 1992 zitiert in Schaltegger/Sturm, 1992,
S. 72.
247
Wir beziehen uns bei dieser Diskussion auf die Version von 1992.

Kapitel 4: Phase der Differenzierung und Operationalisierung 121
trächtigungen. Insgesamt beschränken sich die Autoren auf Sekundär-Forschung, das
heisst, es werden alle Werte aus der Literatur übernommen und allenfalls umgerechnet.
Der Ansatz wurde heftig kritisiert, da die diversen Methoden nicht direkt vergleichbare
Werte ergeben, aber dennoch ohne weiteres und in nicht nachvollziehbarer Weise
addiert werden. Ebenfalls kritisiert wurden zahlreiche der sehr arbiträren Annahmen und
die Hochrechnung von schwedischen, teils US-amerikanischen Zahlungsbereitschaften
auf die gesamte Weltbevölkerung. „The method (..) suffers from alack of transparency
(e.g. valuation of biodiversity) and contains some scientific, logical and computational
errors.“ 248
Steen hält dem entgegen, dass es ohnehin nur indikative Zahlen zur Ermittlung relativer
Unterschiede sind und die resultierenden ELU (entsprechend einem ECU) nicht direkt
mit echtem Geldwert zu vergleichen sind. Aller Kritik zum Trotz wurde die Methodik
1994, 1996 und 1999 überarbeitet und die Datengrundlagen wurden aktualisiert. 249 Ein
weiteres prominentes Unternehmen zählt heute zudem zu den Anwendenden: Ricoh
Inc. – in Japan als das führende Unternehmen in Sachen Umweltmanagement
mehrfach ausgezeichnet –verwendet das EPS System zur Gewichtung der Betriebsökobilanz
und Berechnung der Ökoeffizienz.
Die Methodik ist aus umweltökonomischer Sicht sicherlich als abenteuerlich zu taxieren.
Dennoch nimmt Steen einige Entwicklungen der Ökobilanzforschung vorweg: das
Ausgehen von Schutzobjekten, eine Operationalisierung der Ressourcen-Kategorie
anhand des Energieaufwandes zur Aufbereitung minderwertiger Erze sowie grundsätzlich
die Einführung des Grundgedankens der Zahlungsbereitschaft zur Gewichtung.
Gegen Ende der 90er Jahre fand eine zweite Standard-Methodik zur Gewichtung von
Sachbilanzen Beachtung. Auch sie basiert auf dem Prinzip der Zahlungsbereitschaft,
wurde aber nicht innerhalb der Ökobilanzforschung entwickelt, sondern aus der
empirischen Umweltökonomie übernommen: ExternE. Im Auftrag der Europäischen
Kommission wurden zur Politikberatung (Vorbereitung einer Energie- oder Ökosteuer)
zunächst die marginalen Externen Kosten der Strombereitstellung in Europa abgeschätzt,
später dann auch die Externen Kosten des Verkehrs ermittelt. Das Projekt
wurde auf europäischer Seite von mehr als 50 wissenschaftlichen Institutionen
ausgeführt und es bestand auch eine Zusammenarbeit mit dem US Departement for
Energy. ExternE entwickelte dazu -sozusagen parallel zur Ökobilanzforschung –ein
umfassendes Wirkungsmodell –ausgehend von Emissionen an konkreten Lokalitäten
über Transport und Umwandlung, Konzentration und Deposition, Wirkung auf
Rezeptoren bis zur Ermittlung der physikalischen Schäden und den dadurch
ausgelösten Kosten, resp. Wohlfahrtsänderungen. 250 ExternE weist damit erhebliche
248
Guinée, 2002, S. 631
249
Steen, B.: Asystematic approach to environmental priority strategies for product development (EPS),
Version 2000 – general system characteristics, CPM Report 1999/4, 1999.
250
Krewitt, W., Friedrich, R.: Monetäre Bewertung von Umweltschäden –Erfahrungen aus dem ExternE
Projekt, in: ETH Zürich: Ansätze zum Vergleich von Umweltschäden, Nachbearbeitung des 9.
Diskussionsforums Ökobilanzen vom 4.12.1998, S. 44 – 57.

122 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
strukturelle Parallelen zur Wirkungsanalyse in der Ökobilanzierung auf und stellt damit
ein vollkommen integriertes Modell dar. Dieses erlaubt Auswertungen auf Ebene der
Wirkungsanalyse anhand von Umweltwirkungs- und Schadensindikatoren und
gewichtet schliesslich zu einer einzigen (Geld-)Einheit.
Allerdings werden Schäden an Ökosystemen nicht monetarisiert, sondern nur als
endpoint (Zunahme der Flächen, in welchen die „critical loads“ überschritten werden)
ausgewiesen, da keine Ansätze zur Ermittlung der Schadenskosten entsprechender
Überschreitungen zur Verfügung stehen. Auch kennt ExternE kein Schutzobjekt
Ressourcen im Sinne der Ökobilanzierung, da ihre Kosten über Marktpreise als
internalisiert unterstellt werden. Materialschäden werden hingegen -vergleichbar dem
Schutzobjekt Kulturelle Umwelt miteinbezogen.
ExternE verwendet zur Monetarisierung einerseits Marktpreise für Materialschäden und
Ernteverluste. Ansonsten werden Zahlungsbereitschaftsbefragungen eingesetzt, z.B.
zur Verringerung eines statistischen Risikos. Dabei werden einkommensabhängige
Zahlungsbereitschaften verwendet und mit dem jeweiligen Grenznutzen des
Einkommens gewichtet, um den einheitlichen Wert eines statistischen Lebens zu
ermitteln. Entsprechend sind die Resultate hauptsächlich durch Gesundheitsschäden
bestimmt.
Die Berechnungen sind im Vergleich zum EPS System von erheblich höherer
Konsistenz und spiegeln den aktuellen Stand umweltökonomischer Forschung. Dabei
betonen die Autoren, dass ExternE entwickelt wurde, um auf der Basis von
Schadenskosten ein optimales Belastungsniveau zu ermitteln. Sie weisen
korrekterweise darauf hin, dass im Rahmen der Ökobilanzierung durchaus auch andere
umweltökonomische Ansätze verwendet werden könnten, beispielsweise zur
Gewichtung der von ExternE nicht monetarisierten Ökosystemschäden anhand von
Standard-Preis-Modellen. Es stünden für diese Schadenskategorie denn auch Vermeidungskostenschätzungen
auf der Basis der offiziellen EU-Zielsetzung einer Halbierung
der Flächen, auf denen die critical loads überschriten werden zur Verfügung. „Im Prinzip
entspricht die Monetarisierung auf der Basis des Standard-Preis-Ansatzes der Methode
der Ökologischen Knappheit.“ 251
Zwar wurden schon vor ExternE sogenannte Emissions-Zuschläge aus diversen
Studien zur makroökonomischen Abschätzung der Externen Kosten 252 auch im Rahmen
von Ökobilanzen und Energiebilanzen verwendet. Sie werden aber von der Ökobilanzforschung
nicht thematisiert. ExternE stimmt jedoch über weite Strecken mit dem
Standard-Ablauf der Ökobilanzierung überein und verwischt damit eigentlich die
Grenzen zwischen Umweltökonomie und Ökobilanzierung. Man könnte diesen Ansatz
auch als Ökobilanz-Methodik bezeichnen, wenngleich mit eingeschränktem
(Schutzobjekt-)Fokus und einer hohen Kontextbezogenheit (Energiebereitstellungs- und
Transportprozesse in Europa).
251
Krewitt, 1998, S. 52.
252
Beispielsweise aus Prognos, Ecoplan, Infras: Die Vergessene Milliarden, Bern, 1996

Kapitel 4: Phase der Differenzierung und Operationalisierung 123
Verwendete die Ökobilanzforschung bis Ende der 90er Jahre umweltökonomische
Instrumente nur insofern, als dass Ergebnisse aus entsprechenden Studien in
Gewichtungsmethoden übernommen wurden, so haben in jüngster Zeit auch Ökobilanz-Forschende
selbst Techniken zur Erhebung der Zahlungsbereitschaft als
Arbeitsfeld erschlossen.
Abbildung 4.18: Conjoint Tabelle zur Ermittlung der Zahlungsbereitschaft
Die Darstellung zeigt ein Beispiel einer Auswahl-Tabelle zur Ermittlung von Zahlungsbereitschaften für
verschiedene Schutzobjekte der schadensorientierten LIME Methodik. 253
Erwähnenswert ist hierzu das japanische National LCA Database Project: Die von
Itsubo und Inaba geleiteten Arbeiten zur sogenannten LIME-Methodik (Life Cycle
Impact Assessment based on Endpoint Modelling) stellt ähnlich wie bereits EPS und
Eco-Indicator 99 eine Standard-Methode dar, die von Schutzobjekten ausgeht. Die
Schadensindikatoren zu Menschliche Gesundheit, Soziale Wohlfahrt, Primärproduktion
sowie Biodiversität werden auf der Basis einer sogenannten conjoint analysis gewichtet.
Die Probanden wählten dabei aus drei vorgegebenen Kombinationen von Werten zu
den vier Schutzobjekten sowie einem fünften monetären Wert, in diesem Falle
„Steuern“. Es wurden 8unterschiedliche Sets solcher Auswahlkombinationen gebildet
und dann zufällig den Befragten zugeteilt. Aus den Antworten wurden indirekt die
Zahlungsbereitschaften für jeden Parameter aufgrund der Ausprägungen der gewählten
253
Itsubo, N.: Development of LCIA Methodology considering the Damages of Endpoints in LCA National
Project of Japan, National Institute of Advanced Industrial Science and Technology, Folienpräsentation,
Tsukuba, Januar 2003, ohne Seitenangaben.

124 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Kombinationen bestimmt. Dazu haben die Forschenden rund 300 Erwachsene in Tokyo
befragt. 254
Zusammenfassend kann festgestellt werden, dass umweltökonomische Ansätze in der
Ökobilanzforschung in jüngster Zeit zunehmend Beachtung finden. Sie werden in der
Literatur neben den Panel-Methoden als am vielversprechendsten für die Entwicklung
von formalen Standard-Gewichtungsmethoden erachtet –dies im Gegensatz zu den
distance-to-target-Ansätzen. Dennoch erscheint auch diese Kategorie von
Gewichtungsmethoden erst in Grundzügen wissenschaftlich diskutiert. Es lassen sich
einige Systematisierungen und Diskussionen der in Frage kommenden Ansätze finden
–so erneut bei Finnveden 255 oder Sundmacher oder auch bei Kytzia/Seidel. Sie stellen
im wesentlichen auf die auch in der Umweltökonomie selbst diskutierten prinzipiellen
Probleme bei der Ermittlung von Schäden oder Zahlungsbereitschaften ab. Eine
vertiefte Auseinandersetzung mit den aktuellsten Resultaten umweltökonomischer
Forschung, deren Möglichkeiten und Grenzen im Rahmen der Ökobilanzierung sowie
insbesondere eine Inventarisierung und Beurteilung der allenfalls verfügbaren Datenbestände
scheint aber noch ausstehend zu sein.
Ein wesentliches Moment der Attraktivität der umweltökonomischen Gewichtungsansätze
wird darin gesehen, dass Resultate in Geldwerten bei Anwendenden als
attraktiv, weil vermeintlich vertraut wahrgenommen werden und damit die bei Panel-
Methoden konstatierte tendenzielle Überforderung gelindert werden kann. Sicherlich ist
CHF 1.- näher an der Lebenswelt der Beurteilenden als 1DALY. Anderseits ist diese
Vertrautheit in vielen Fällen irreführend und kann erhebliche Verzerrungen in der
Beurteilung verursachen: Der Informationsgehalt von CHF 1.- ermittelt in Umfragen zur
Zahlungsbereitschaft ist keinesfalls mit dem Marktpreis CHF 1.- gleichzustellen.
Braunschweig spricht hier treffend von „pseudo-monetären“ Resultaten. 256 Esbesteht
die Gefahr, dass diese Werte unbedarft auf gänzlich andere Kontexte übertragen
werden. Ein Beispiel dazu liefert die in Japan bekannte Ebara-Methode: Dabei wurden
Vermeidungskosten für verschiedene Emissionen durch einen Vergleich zweier
Generationen von Wärmepumpen berechnet. Diese Vermeidungskosten wurden bereits
in verschiedensten Beispielen zur Gewichtung von Emissionen in ganz anderen
Bereichen verwendet: so u.a. zur Berechnung der Ökoeffizienz verschiedener
Elektronikkonzerne. Der Informationsgehalt der Vermeidungskosten für Emissionen aus
Herstellung und Betrieb einer Wärmepumpe ist bezogen auf diese Anwendung aber
offensichtlich gleich Null. Trotzdem zirkulieren diese Werte noch immer, denn die
meisten Anwendenden kennen den Ursprung dieser Daten gar nicht. 257
254
Itsubo, N., et.al.: Development of Weighting Factors for Safeguard Subjects Applying Conjoint Analysis,
in: Proceedings of the 5 th International Ecobalance Conference, Tsukuba, 2002, S. 65 – 69.
255
Finnveden, G.: On the possibilities of life-cycle assessment, development of methodology and review
of case studies, Stockholm University, 1998, zitiert in Guinée 2002, S. 630.
256
Braunschweig, 1994, S. 124.
257
Honda, T.: Comparing JEPIX, LIME and Ebara Methods for Weighting, in: Proceedings of the JEPIX

Kapitel 4: Phase der Differenzierung und Operationalisierung 125
Aus umweltökonomischer Sicht ist zudem anzumerken, dass die Übertragbarkeit von
Resultaten umweltökonomischer Forschung auf Ökobilanzen nicht nur vom technologischen,
geografischen und zeitlichen Kontext abhängt. Zumindest theoretisch gilt es zu
berücksichtigen, ob es sich sowohl in der Ökobilanzierung als auch in der verwendeten
umweltökonomischen Gewichtung um Durchschnitts- oder Marginalbetrachtungen
handeln kann. Da schadensorientierte Ökobilanzansätze darauf abzielen, dass
marginale Schadenspotential zu erfassen, wäre eine Gewichtung anhand makroökonomischer
Durchschnittswerte Externer Kosten mit Vorsicht zu betrachten. Zudem ist
der Einfluss von Fragestellung und Untersuchungsgegenstand auf den Einsatz umweltökonomischer
Gewichtungsmethoden noch nicht systematisch erforscht worden.
Das Projekt ExternE macht zudem deutlich, dass eine mikroökonomische Operationalisierung
der (neoklassischen) umweltökonomischen Schadensermittlung
ausgehend von Emissions- über Transmissions-, Immissions- und schliesslich
Schadensfunktionen 258 methodisch weitgehend mit den Operationen der Ökobilanzierung
übereinstimmt. Man könnte umgekehrt den Schluss ziehen, dass die Ökobilanzierung
letztlich denselben Grenzen unterliegt, wie sie kritische Ökonomen der
neoklassischen Umweltökonomie nachgewiesen haben.
Diese Einschränkung wird von den Ökobilanzforschenden zumindest insofern erkannt,
dass die verschiedenen Techniken jeweils nur spezifische Wertaspekte zu ermitteln
vermögen und dass auch die Ökonomie grösste Probleme hat, einen ganzheitlich,
universalen und richtigen Wert zu ermitteln. „Für eine vollumfängliche und eindeutige
Beschreibung von Werten/Schäden besteht keine Methode. Es können immer nur
Teilaspekte von Schäden/Werten monetarisiert werden.“ 259
4.3.5.5 Fazit: Es ist kein Konsens zur Gewichtung absehbar
Die Gewichtung hat in den 90er Jahren –trotz grosser Skepsis seitens der Ökobilanzforschung
selbst –ebenfalls eine erhebliche Differenzierung erfahren. Dabei haben sich
die Bemühungen zur Operationalisierung einer umwelt-naturwissenschaftlichen
Gewichtung als Sackgasse der Forschung erwiesen, da sie jeweils nur sehr spezifische
Einzelaspekte des Phänomens Umweltbelastung herausgreifen und damit eher von
illustrativem Wert sind. Die Frage der Gewichtung ist heute anerkannt eine Frage der
gesellschaftlichen Bewertung.
Dabei dürften zielgruppenspezifische Befragungstechniken für ganz konkrete
Anwendungsbereiche von Ökobilanzen die höchste Akzeptanz und Konformität mit den
eigenen Ansprüchen und Vorgaben der Ökobilanzforschung aufweisen: Dann nämlich,
wenn die Zielgruppen und die von den Resultaten Betroffenen begleitend in den
Prozess einbezogen werden. Je nach Anwendungsbereich ist dies in der Praxis möglich
Forum Japan, Januar 2004, ohne Seitenangaben.
258
Siehe Heller, 1989, S. 90 – 105.
259
Kytzia/Seidel, 1998, S. 39.

126 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
und wird auch so praktiziert (insbesondere, wenn es um politische Entscheidungen
geht). In solchen Fällen nähert sich die Ökobilanzierung dem Vorgehen der Umweltverträglichkeitsprüfung
an. Bei der Entwicklung neuer Produkte und Prozesse oder bei der
Beurteilung der Umweltleistung von Unternehmen ist eine massgeschneiderte Ökobilanzierung
jedoch infolge des erheblichen Aufwands nur selten möglich.
Für die Ökobilanzforschung zur Gewichtung prägend sind deshalb die Standard-
Methoden, deren Entwicklung wir in diesem Abschnitt nachgezeichnet haben. Es wurde
deutlich, dass diese Methoden ihre Gewichtungsfaktoren auf grundlegend verschiedene
gesellschaftliche Referenzen beziehen und auf jeweils sehr unterschiedlichen Ebenen
der Ökobilanz-Methodik angreifen. Zwar stellen alle Methoden ihre Resultate als Listen
von Gewichtungsfaktoren für die Inputs- und Outputs der Sachbilanz zur Verfügung. Sie
gewichten jedoch teilweise auf Ebene der Emissionen, teils auf Ebene der Wirkungspotentiale
und teils auf Ebene der Schutzobjekte, resp. Schäden. Dabei ist allen
aktuellen Methoden gemein, dass sie in irgendeiner Form Resultate aus der Wirkungsanalyse
einschliessen.
Insgesamt sind die Gewichtungsmethoden wissenschaftlich noch wenig entwickelt: 260
Die Panel-Methoden basieren auf sehr beschränkten (Experten-)Stichproben und
liefern deshalb keine repräsentativen Resultate. Zu den politisch-gesetzlich
abgestützten distance-to-target-Methoden sind anerkannte Prozeduren zur
eineindeutigen Selektion der verwendeten Daten noch wenig entwickelt und sie sind in
ihrem Geltungsbereich immer auf einen nationalen, allenfalls supranationalen Kontext
beschränkt. Das ist für die meisten Produkte und für Grossunternehmen in einer
globalisierten Wirtschaft nicht angemessen. Mit denselben Probleme sehen sich auch
die umweltökonomischen Gewichtungsmethoden konfrontiert. Deren ökobilanzspezifische
Auf- und Ausarbeitung sowie empirische Fundierung hat offenbar gerade
erst begonnen.
Gewichtungsmethoden reduzieren die numerische Komplexität der umfangreichen
Sachbilanz und mehrdimensionaler Wirkungsbilanzen erheblich. Sie erlauben damit
eine starke Fokussierung des Ökobilanzprozesses, indem beim iterativen Durchlaufen
der vier Elemente (Systemabgrenzung – Sachbilanzierung – Wirkungsanalyse und
Interpretation) -Schwerpunkte zur Konzentration von Aufmerksamkeit und Ressourcen
auf wesentlich erscheinende Aspekte schnell und einfach identifiziert werden können.
Jedoch erhöht der Einsatz von Gewichtungsmethoden die inhaltliche Komplexität
enorm, da jedes Modell wiederum auf seine Kompatibilität mit Zielsetzung, Kontext, etc.
geprüft werden sollte, damit die Resultate überhaupt präzise interpretiert werden
können.
260
Siehe hierzu: Siegenthaler, C., Inaba, A.: Life Cycle Impact Assessment – Current State and
Perspectives for Research, in: ECP Newsletter, Nr. 10, JEMAI Japan Environmental Management
Association for Industry, Tokyo, 1998, S. 1 – 6.

Kapitel 4: Phase der Differenzierung und Operationalisierung 127
Abbildung 4.19: Typologie von Gewichtungsmethoden
Die Abbildung ordnet die wichtigsten Methoden unterschiedlichen Gewichtungsprinzipien zu und zeigt auf,
auf welcher Ebene das jeweilige Prinzip angewendet wird. 261
Dennoch sind Gewichtungsmethoden in der praktischen Ökobilanzierung weit
verbreitet, wie unsere empirische Standortbestimmung zeigen wird. Und im Gegensatz
zu den Ökobilanz-Forschenden selbst, vertrauen die Anwendenden diesen Methoden.
Die Ökobilanzforschung selbst empfiehlt angesichts dieser Situation, mehrere
verfügbare Standard-Methoden parallel zur Gewichtung der Sachbilanz anzuwenden
und damit das Spektrum der möglichen Resultate zu erkennen, ein Verständnis für die
Mechanik der Modelle und für auftretende Widersprüche zu entwickeln.
Für eine vorwiegend von Persönlichkeiten aus den exakten Naturwissenschaften
geprägte Wissenschaft dürfte dies ein ernüchternder Prozess gewesen sein. Man
überschritt sozusagen die Grenze von der rationalen, echten Wissenschaft zu den
unscharfen Sozialwissenschaften. Oder wie ein japanischer Kollege im Rahmen eines
gemeinsamen Projektes zum Thema Gewichtung einmal mit Schrecken feststellte: „Oh
my god: it is not science !“
261
Eigene Darstellung.

128 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
4.4 Ökobilanzierung wird zur Wissenschaft
Unsere Betrachtungen zur Phase der Differenzierung und Operationalisierung
verfolgten zwei Zielsetzungen: erstens sollte dargelegt werden, wie stark sich die Ökobilanzforschung
in den 90er Jahren entwickelt hat, und entlang welcher kritischen
Operationen, resp. Forschungsschwerpunkte diese Differenzierung erfolgt ist. Zweitens
diente die Diskussion der Erkenntnisse der Ökobilanzforschung dazu, einen Eindruck
von den Möglichkeiten und Grenzen der Methodik, aber auch vom Selbstverständnis
dieser Wissenschaft zu gewinnen.
4.4.1 Differenzierung der Methodik
Ausgehend von den bereits zu Beginn der 90er Jahre als Konsens greifbaren vier
Elementen haben sich eine grosse Zahl von Arbeitsschritten entwickelt. Je nach Quelle,
werden zwischen 25 und 35 wesentliche Operationen aufgeführt, die im Rahmen jeder
Ökobilanz-Untersuchung bearbeitet, resp. zur Gewährleistung der Nachvollziehbarkeit
dokumentiert werden sollten. Diese umfassen jeweils wiederum eine Vielzahl einzelner
Detailarbeitsschritte.
Auch nach Vorliegen der internationalen Normreihe ISO14040 werden nach wie vor
Bezeichnungen, Detailierungsgrad und Anzahl der benötigten Arbeitsschritte von
verschiedenen Autoren(-gruppen) unterschiedlich ausgestaltet -wenngleich sich alle an
den vier genannten Elementen orientieren. Beispielsweise werden einzelne
Operationen bezüglich der Modellierung der Stoff- und Energieflüsse mal der Definition
von Ziel und Untersuchungsrahmen, mal der Sachbilanzierung zugeordnet. Oder die
unter Interpretation subsumierte Prüfung der Datenqualität wird häufig direkt bei der
jeweiligen Modellierung der Sachbilanz, der Wirkungsanalyse und der Gewichtung
verortet.

Kapitel 4: Phase der Differenzierung und Operationalisierung 129
Abbildung 4.20: Differenzierung der Methodik im Verlaufe der 90er Jahre 262
4.4.2 Ökobilanzierung als eine Theorie der Umweltbelastung
Die Liste macht deutlich, dass Ökobilanzierung im Sinne eines massgeschneiderten
Prozesses -im Hinblick auf eine ganz spezifische Fragestellung und mit einem hohen
Anspruch an Präzision und Kontextbezug -nur im Rahmen äusserst umfangreicher
Projekte und unter Einbezug der Zielgruppen, resp. Betroffenen stattfinden kann. Selbst
in einem solchen Rahmen wird man auf den Einsatz von Standard-Daten angewiesen
sein und damit ist der Anspruch einer vollkommen konsistenten Modellierung aller
Ebenen in der Praxis nicht durchzuhalten. In diesem Sinne stellt der bislang erreichte
Konsens zu den Operationen eine Utopie dar, deren Anspruch in der Praxis nicht
eingelöst werden kann. Je nach Anwendung, Urheberschaft und Tragweite der
262
Eigene Darstellung, zusammengestellt aus Guinée, 2002, sowie aus ISO14040:1997, ISO14041:1998,
ISO14042:2000, ISO14043:2000.

130 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Resultate ist ein angemessener Kompromiss zu schliessen. Das entwickelte Programm
dient dabei zur Orientierung und als Massstab.
Unsere Untersuchung anhand der fünf als kritisch identifizierten Operationen hat zudem
deutlich gemacht, dass selbst im Falle einer konsistenten Anwendung aller Arbeitsschritte
der Grüne Stein der Weisen dennoch unerreichbar bleibt: man kann die
Operationen noch so gewissenhaft ausführen, letztlich wird man nicht ohne
Vereinfachungen und Konventionen auskommen, um überhaupt zu einem Resultat zu
gelangen.
Angefangen von der Definition einer Funktionellen Einheit, über die Abgrenzung und
Beschreibung der relevanten Prozesse und der Auswahl der Stoffindikatoren bis hin zur
Berechnung der Sachbilanz: schon auf Ebene einer systematischen Beschreibung der
Stoff- und Energieflüsse wird deutlich, dass es keine Ökologische Wahrheit geben kann
und dass die Resultate durch Variation der Annahmen um Grössenordnungen
verändert und ins Gegenteil verkehrt werden können.
Diese Situation setzt sich auf der Ebene der Wirkungsmodellierung fort: dort löst sich
die vermeintliche Präzision wissenschaftlicher Erkenntnisse im grossen Mangel an
verfügbaren Daten sowie in der Konkurrenz verschiedener Theorien, Messmethoden
und Modelle zur Beschreibung von Umweltveränderungen auf. Je weiter man sich von
im Labor bestimmbaren Stoffeigenschaften in Richtung Umweltveränderungen und
schliesslich Schäden bewegt, desto grösser werden Komplexität und Unsicherheit.
Ohne Konventionen, resp. Usanzen was man als Zusammenhang zwischen Untersuchungsgegenstand
und Wirkung noch als akzeptabel und richtungstreu erachtet
(oder als normative Kraft des Numerischen einfach akzeptiert), können bald keine
präzisen und validen Ergebnisse mehr gewonnen werden.
Dies war für den letzten Schritt auf dem Weg zu einem Gesamtindikator für Umweltbelastung
schon seit jeher anerkannt: die Gewichtung muss sich an gesellschaftlichen
Präferenzen orientieren und versucht dies über Befragungen direkt oder indirekt über
collective revealed preferences aus sozial legitimierten Konstruktionen abzuleiten.
Jenseits eines mediativen Einbezugs der Betroffenen in einen Beurteilungsprozess,
indem dann eine massgeschneiderte Konvention über die Prioritäten einzelner
Emissionen, Umweltveränderungen oder Umweltschäden verhandelt wird, sind auch
hier keine allgemein gültigen Resultate zu erhalten.
Damit könnte man die Erkenntnisse aus 30 Jahren Ökobilanzforschung pointiert mit
dem Satz zusammenfassen: „Umweltbelastung entsteht im Kopf“ -sei es in den Köpfen
von Forschenden, wenn es um eine naturwissenschaftliche Modellierung von ökologischen
Phänomenen geht; im Kopf von Entscheidenden und Handelnden, wenn es
um eine Beurteilung dieser Phänomene geht. In beiden Bereichen sind Aussagen nur
möglich, wenn Annahmen getroffen werden. Und jenseits der persönlichen Ebene ist
Umweltbelastung ein Konstrukt auf der Basis vielerlei Konventionen. Somit entsteht
Umweltbelastung auf gesellschaftlicher Ebene durch Kommunikation und Konvention.

Kapitel 4: Phase der Differenzierung und Operationalisierung 131
Die Ökobilanzforschung zieht damit letztlich im Kern ihrer Erkenntnis denselben
Schluss wie Luhmann in seiner Ökologischen Kommunikation.
Ist angesichts dieses Befundes das Projekt Ökobilanzierung als gescheitert zu
betrachten Keineswegs, denn die Ökobilanzforschung hat in den letzten 15 Jahren
wesentliches zur Überwindung einer Ökologischen Beliebigkeit oder einer rein
glaubensbasierten Digital-Ökologie geleistet:
1. Sie hat das soziale Konstrukt Umweltbelastung in ein logisch-rationales Konzept
überführt. Sie hat systematisch aufgearbeitet, welche Fragen zur Operationalisierung
von Umweltbelastung zu beantworten sind. Und sie hat aufgezeigt, welche
Informationen, resp. welches Wissen auf verschiedenen Ebenen –über den Untersuchungsgegenstand,
über die Umwelt –über die Gesellschaft -notwendig wären
und welche Anforderungen an die Daten zu stellen sind.
2. Sie hat identifiziert, in welchen Bereichen zur Erfassung, resp. Beschreibung der
Realität letztlich Konventionen notwendig sind, um die Komplexität auf ein verarbeitbares
Mass zu reduzieren. Sie hat dazu alternative Möglichkeiten der Beschreibung
von Stoffen, Prozessen, Wirkungen, Schäden und Präferenzen getestet und nachgewiesen,
dass hier keine eineindeutige Realität erfasst werden kann, sondern
Entscheidungen über Vereinfachungen getroffen werden müssen. Sie weist klar
darauf hin, dass diese Entscheidungen offengelegt und begründet werden sollten.
3. Sie hat eine Landkarte geschaffen, in der konzeptionelles und empirisches Umweltwissen
verortet werden kann. Sie entwickelt konzeptionelle Schnittstellen zwischen
verschiedenen umweltwissenschaftlichen Teildisziplinen und treibt eine ganzheitliche
Integration dieser Disziplinen im Hinblick auf die Beschreibung und/oder
Veränderung von Umweltbelastung voran. Sie hat dazu eine differenzierte Sprache
geschaffen.
4. Sie anerkennt und betont, dass die Qualität ihrer Ergebnisse durch ihre Einbindung
in konkrete soziale Entscheidungsprozesse entsteht. Gerade darum ist die Ökobilanzierung
keine naturwissenschaftliche Disziplin, sondern verbindet ökologische
Erkenntnisse mit Erkenntnissen und Methoden aus Ingenieur-, Sozial- und
Wirtschaftswissenschaften.
5. Sie ist selbst als sozialer Lernprozess angelegt, indem sie das inventarisierte Wissen
mit wissenschaftlichen Methoden auf Unsicherheiten und Inkonsistenzen hin prüft,
Schwachstellen identifiziert und gezielt Bedarf an zusätzlicher Forschung oder
weiteren Konventionen aufzeigt. Sie ist in der Lage, ihre interne Sprache und
Struktur zu reorganisieren, indem weitere Operationen und Begriffe geschaffen
werden. Grundsätzlich offen konzipiert, kann sie neue Wirkungsketten aufnehmen,
resp. bestehende austauschen oder weglassen.
Die Ökobilanzforschung allein auf dieser Ebene gibt keine Antworten auf spezifische
Fragen zur Umweltbelastung, sondern generiert Fragen, Arbeitsanweisungen und An-

132 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
forderungen. Sie spiegelt den Konsens über die Erfordernisse einer rationalen –
vernunftbasierten - Erfassung von Umweltbelastung wieder. Sie ist nur Methodik,
Sprache und Prozess.
Ihre kritische Selbstreflexion offenbart, dass sie sich bewusst (geworden) ist, wie gering
das gesellschaftliche Umweltwissen und wie beschränkt die Möglichkeiten einer
präzisen Beschreibung und damit Optimierung letztlich sind.
4.4.3 Die angewandte Ökobilanzforschung schafft Konventionen
Ökobilanzforschung ist aber nicht nur der Versuch, eine Theorie der Umweltbelastung
zu schaffen und dabei zu akzeptieren, dass wissenschaftlich präzise Aussagen gar
nicht möglich sind. Im Gegenteil: neben der theoretischen Ökobilanzforschung wird
auch angewandte Forschung betrieben. Man identifiziert nicht nur die Grenzen einer
Operationalisierung von Umweltbelastung, sondern geht im Gleichschritt dazu über,
diese Grenzen selbst mit Vereinfachungen und Konventionen zu überschreiten, um
dennoch zu Aussagen, resp. zu numerischen Grössen der Umweltbelastung zu
gelangen.
Die angewandte Ökobilanzforschung geht äusserst pragmatisch vor: sie akzeptiert
Vereinfachungen und übernimmt Konventionen aus den verschiedenen wissenschaftlichen
Disziplinen, die sie in ihrer Landkarte verortet hat. Sie baut auf den verfügbaren
Resultaten von Messverfahren auf und übernimmt deren stofflichen
Aggregationsgrad. Sie entscheidet sich für eine bestimmte aller möglichen Abgrenzungen
und nimmt Allokationen von Stoffen auf Prozesse vor. Sie trifft Annahmen
zum Umgang mit rekursiven (Recycling) Stoffströmen und aggegriert Stoffe
pragmatisch über verschiedene Kontexte hinweg. Sie charakterisiert ganze Stoffgruppen
in ihrem Umweltverhalten auf der Basis von einzelnen Laborwerten, schätzt
deren Verteilung im Raum anhand einiger weniger Parameter und unterlegt ihre idealtypisch
gleichförmigen Schadensfunktionen mit den dürftigen und selbst umstrittenen
Ergebnissen der dose response-, resp. der epidemiologischen Forschung. Und
schliesslich summiert sie diese Ergebnisse anhand von unterstellten oder nichtrepräsentativ
ermittelten Präferenzen der Gesellschaft.
Bildet der generell abstrakte Rahmen sozusagen den Grundkonsens der Ökobilanzierenden,
so zerfällt diese Gemeinschaft aus Sicht der Anwendungsforschung in
verschiedene Fraktionen: Man entwickelt gemeinsam die Theorie, steht aber bezüglich
deren Anwendung in konstruktiver Konkurrenz. Es gibt Gruppierungen, die eine Auswertung
allein auf der Ebene der Sachbilanzergebnisse fordern, andere empfehlen,
nicht über die Wirkungspotentiale hinaus zu gehen und wieder andere halten die Ebene
der Schadensindikatoren oder gar der Gewichtung für zielführend und vertretbar. Jede
Fraktion versucht in Forschung und Praxis möglichst ihre Konventionen durchzusetzen.

Kapitel 4: Phase der Differenzierung und Operationalisierung 133
Abbildung 4.21: Arbeitsteilung innerhalb der Ökobilanzforschung
Entsprechend hat sich die angewandte Ökobilanzforschung in den 90er Jahren stark
arbeitsteilig entwickelt: einige Institutionen konzentrierten sich auf die Bereitstellung von
generischen Sachbilanz-Daten (Standard-Ökoinventare), andere stellten
Charakterisierungsfaktoren für diverse Wirkungskategorien zur Verfügung, wieder
andere erarbeiteten Charakterisierungsfaktoren für Schadensindikatoren oder Gewichtungsfaktoren.
Die angewandte Ökobilanzforschung fügt das verfügbare Wissen in
die Landkarte ein, testet die Eignung von Modellen und evaluiert die Qualität von Daten
und Resultaten. Damit trägt sie wesentlich zur weiteren Entwicklung und
Differenzierung der Theorie bei. Die Grenze zwischen der theoretischen und der
angewandten Forschung ist in der Realität fliessend – es sind häufig dieselben
Institutionen und Personen auf beiden Ebenen aktiv. Man betreibt sozusagen ein
Modell konstruktiver Konkurrenz zur Weiterentwicklung der generischen Methodik,
obwohl man in der Anwendung unterschiedliche Standpunkte einnimmt und auch an
anderen Schwerpunkten arbeitet.
Die angewandte Ökobilanzforschung beeinflusst mit steigender Komplexität der
Methodik, resp. steigendem Umfang der verfügbaren, resp. der benötigten Daten auch
zunehmend die praktische Anwendung. Sie tut dies insbesondere im Zuge der
zunehmenden Arbeitsteilung und Zentralisierung von Datenaufbereitung und Methodenentwicklung.
4.4.4 Zentralisierung der Ökologischen Wahrheit über Datenbanken
Die Datenverfügbarkeit hat im Verlaufe der 90er Jahre enorm zugenommen: Von einem
Dutzend Input-Output-Indikatoren anfangs der 70er Jahre über einige Dutzend Ende

134 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
der 80er stieg der Umfang von Standard-Ökoinventaren zunächst auf über 100
(BUWAL 250; 1995) 263 ,dann über 400 (ETH-ESU;1996) 264 und erreicht heute aufgrund
einer Differenzierung nach Kontext und Wirkungsdauer rund 1'000 Indikatoren für rund
400 Stoffe (Ecoinvent; 2003). 265 Allerdings ist zu berücksichtigen, dass nicht alle
wichtigen Standard-Ökoinventare ein solch immenses Auflösungsvermögen aufweisen:
Beispielsweise beschränkt sich die japanische National LCA Database aus dem Jahr
2003 mit 14 Stoffindikatoren. 266
Standard-Ökoinventare sind nicht mehr nur für einige wenige Energiebereitstellungsoder
Entsorgungsprozesse sowie Verpackungen verfügbar, sondern für eine grosse
Anzahl von Materialien und Prozessen. Die aktuelle Ecoinvent Datenbank umfasst rund
2'700 Datensätze. Die oben erwähnte japanische Datenbank enthält rund 250 Datensätze,
teilweise auf Stufe komplexer Produkte wie Personal Computer oder
Kopiergeräte. Damit wird es zunehmend möglich, sehr umfassende Lebenszyklen von
Produkten, resp. Wertschöpfungsketten von Unternehmen systematisch abzubilden.
Hinzu kommen die Meta-Informationen, also die Beschreibung der Datenerhebung, der
Berechnungsmethoden und Annahmen sowie zu den einzelnen Prozessen und
Materialien, dem Alter der Daten, dem geografischen Geltungsbereich, etc. sowie
qualitative -in den state-of-the-art Datenbanken auch quantifizierte –Datenqualitätsindikatoren
zu jedem Datensatz. Die zugehörigen Dokumentationen können
entsprechend mehrere Tausend Seiten umfassen (beispielsweise ESU 1996: 1'946
Seiten; Ecoinvent 2003: 8'491 Seiten).
Mit der Einführung der Wirkungsmodellierung ist das Auflösungsvermögen bezüglich
Charakterisierungsfaktoren ebenfalls enorm gestiegen: verarbeiteten die Kritischen
Volumina noch knapp 30 Sachbilanz-Indikatoren für alle vier Wirkungskategorien
zusammen, hat CML 2001 ein Auflösungsvermögen von rund 1'000 Sachbilanz-
Indikatoren (ca. 300 Stoffe, nach Umweltmedien differenziert) und beinhaltet für
verschiedene Wirkungskategorien jeweils eine Auswahl unterschiedlicher Modelle pro
Wirkungskategorie mit insgesamt über 23'000 Charakterisierungsfaktoren auf Ebene
Umweltveränderungen.
Auch die Gewichtungsmodelle sind entsprechend umfangreicher geworden: Die
Ökologische Knappheit von 1991 wies Gewichtungsfaktoren für 19 Substanzen aus, die
Version 1998 -unter Einbezug von Charakterisierungsfaktoren aus Wirkungsmodellen
für Treibhauseffekt und Ozonschichtabbau - deren 91.
Die Japanische Version JEPIX umfasst unter Einbezug von Humantoxizität über 1'000
Gewichtungsfaktoren und zusätzlich Skalierungsfaktoren für rund 150 Luftemissionen in
47 Präfekturen, für BOD in 120 Flüssen, für P, Nund COD in 41 Seen sowie 3halboffenen
Buchten. Das ergibt insgesamt über 8'000 regional und nach Umweltmedium
263
Habersatter, K., et.al.: Ecobalance of Packaging Materials, BUWAL, SRU 250, Bern, 1995.
264
ETH-ESU/PSI: Environmental Life Cycle Inventories of Energy Systems, ENET, 1996.
265
Swiss Centre for Life Cycle Inventories: Ecoinvent 2000, Zürich, 2003.
266
Narita, N., et.al: Current Status of National LCA Project in Japan, in: Proceedings of the 5 th International
Ecobalance Conference, Tsukuba, 2002, S. 125.

Kapitel 4: Phase der Differenzierung und Operationalisierung 135
differenzierte Gewichtungsfaktoren 267 für rund 370 Stoffe.
Die neuste Generation der schadensorientierten Gewichtungsmethoden weist zudem
modular für jede Substanz die Charakterisierungsfaktoren auf Ebene Umweltveränderungspotential,
Schadenspotential sowie gewichtet aus. Die Anwendenden
verfügen damit über die von der Theorie geforderte Flexibilität und können auf allen
Stufen Resultate ausgeben, resp. diejenige Ebene auswählen, die für die Beantwortung
ihrer Fragestellung am besten geeignet ist.
Abbildung 4.22: Standardfaktoren von LIME 2003
Integrierte Wirkungsanalyse und Gewichtungsmethoden der neusten Generation wie LIME 2003 erlauben
es den Anwendenden, Auswertungen auf Ebene Umweltveränderungspotential, Schadenspotential sowie
gewichtet vorzunehmen, indem für jede Ebene entsprechende Faktoren zur Verfügung gestellt werden. 268
Die angewandte Ökobilanzforschung schafft durch die Bereitstellung der Daten und
insbesondere durch die dazu erforderliche, zentralisierte Durchführung kritischer
Operationen (Modellierung) in hohem Masse Konventionen: es werden Entscheidungen
zur Datensammlung, zum Aggregationsgrad der Stoffindikatoren, zu Allokationen 269 und
Systemabgrenzungen eines Grossteils der - die Resultate einer praktischen
267
Siegenthaler, C.: JEPIX 2005 - Ecofactors for Japan, Datasheet to the JEPIX Technical Report,
erhältlich über www.jepix.org, Tokyo, 2003.
268
UNEP Life Cycle Initiative, LCIA Definition Study, Background document II, ohne Seitenangabe, 2003.
269
Als Novum werden in der Ecoinvent Datenbank nebst den Inventarresultaten auch Rohdaten vor
Allokation verfügbar gemacht. Die Anwendenden können dann ihre Allokationsregeln einführen bevor
sie die Inventardaten berechnen lassen. Allerdings ist zu erwarten, dass viele Anwendende sowie die
Softwarehersteller jeweils die Standard-Einstellungen nutzen.

136 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Anwendung prägenden -Daten getroffen. Die Datenbasis wird damit vereinheitlicht und
die Vergleichbarkeit der Resultate erhöht.
Den Anwendenden bleibt die Aufgabe, die (technologische, zeitliche, geografische, etc.)
Angemessenheit der verwendeten Daten in ihrer spezifischen Anwendung kritisch zu
prüfen. Zu prüfen ist zudem auch, ob die verschiedenen Daten –Sachbilanz, Wirkungsbilanz,
ggf. Gewichtung auch wirklich zusammenpassen. Ob sie dies in der Realität
tatsächlich tun und ob sie sich angesichts der enormen Datenmenge dazu überhaupt im
Stande fühlen, ist freilich eine andere Frage. Zumindest hätten sie die Möglichkeit, in
Übereinstimmung mit der Theorie zu handeln. Es ist zu erwarten, dass viele
Anwendende auf die Autorität der Ökobilanzforschung vertrauen, wenn die Daten von
renommierten Institutionen erhoben und/oder publiziert wurden.
Im Zuge der explosionsartigen Zunahme der Datenverfügbarkeit ist es aber erwiesenermassen
bedeutsam, die Kompatibilität der verwendeten Daten auf jeder Ebene sowie
zwischen den verschiedenen Ebenen zu prüfen. Dies ist insbesondere dann geboten,
wenn Inventare aus unterschiedlichen Quellen sowie verschiedene Beurteilungsmethoden
parallel eingesetzt werden –eine im Zusammenhang mit dem Einsatz von
Ökobilanz-Software häufig anzutreffende Konstellation. Wie vergleichende Studien
offengelegt haben, passten die Datenformate der verschiedenen Standard-Ökoinventare
in der Regel nicht überein. 270 Hier wurde im Verlaufe der 90er Jahre ein hoher
Standardisierungsbedarf offensichtlich.
Number of
substances
Number of substances not covered
BUWAL SRU 250 Inventory CML 92
UBP’97
Ecoscarcity
Eco-Indicator 95
Emissions to air 40 18 24 20
Emissions to water 47 28 3 24
Emissions to soil 13 6 8 Not considered
Abbildung 4.23: Mangelnde Übereinstimmung von Indikatoren
Die Tabelle zeigt die Anzahl Indikatoren der Standard-Ökoinventare aus BUWAL 250 und offenbart,
wieviele dieser Substanzen von den damals gängigen Standard-Methoden nicht erfasst und damit auch
nicht beurteilt wurden. Viele Anwendende waren sich dieser Situation nicht bewusst.. 271
Die in der Literatur ebenfalls häufig anzutreffenden Vergleiche verschiedener
Beurteilungsmethoden haben zudem gezeigt, dass auch diese Daten in der Regel nicht
vollständig kompatibel mit den Sachbilanzdaten sind, was zu erheblichen Verzerrungen
der Resultate führen kann: Manche Methoden sehen Gewichtungsfaktoren nur für
270
Siehe hierzu Abschnitt 5.3.3.
271
Tabelle aus einer Präsentation von Foerster, R., EMPA, in: Proceedings of „6.Ecobalance-Forum:
LCIA, State-of-the-art, New Developments 1998, Future Perspectives, March, 1998, ETH-Zürich,
Anhang, ohne Seitenangaben.

Kapitel 4: Phase der Differenzierung und Operationalisierung 137
Summenparameter anstelle von Einzelstoffen vor (also beispielsweise nur einen Faktor
für die, eine Vielzahl von Einzelstoffen umfassenden, flüchtigen organischen
Verbindungen VOC). In der Folge wurden Stoffe entweder gar nicht gewichtet oder
allenfalls doppelt gezählt –einmal als Einzelstoff und einmal als Summenparameter –
dies häufig ohne, dass sich die Anwendenden dieser Problematik bewusst waren.
Zudem deckten die Beurteilungsmethoden häufig unterschiedliche Ausschnitte aus der
Sachbilanz ab, was ebenfalls die Resultate beeinflusst. Mal berücksichtigte eine
Methode keine Schwermetalle, eine andere wiederum keine Dioxine und eine dritte
keine Ressourcen.
Es entstand an der Schnittstelle zwischen Anwendung und Praxis eine weitere kritische
Operation: Die Datenharmonisierung. Es mussten Ansätze entwickelt werden, wie
Gewichtungsfaktoren von Summenparametern auf die Einzelstoffe umgelegt, resp.
einzelstoffliche Gewichte auf Summenparametern konsolidiert werden können, resp.
sollen. 272 Die Methodenentwickler waren gefordert, das Auflösungsvermögen ihrer
Charakterisierungs- und Gewichtungsfaktoren auf die Datenformate der Inventar-Datenbanken
abzustimmen. Weitere Konventionen und teilweise auch Vereinfachungen
wurden notwendig. Und weil die Weiterentwicklung, resp. die Veröffentlichung von
verschiedenen Datenbanken wie auch Beurteilungsmethoden nicht im Gleichschritt
erfolgt, ergibt sich ein ständiger Koordinations, resp. Harmonisierungsbedarf. Diese
Aufgabe fällt im Grenzbereich zwischen Forschung und Praxis einerseits den jeweiligen
Forschenden, aber auch den kommerziellen Anbietern von Softwarelösungen zu, da sie
jeweils die neusten Entwicklungen in ihren Datenstrukturen zu berücksichtigen haben.
Bei dieser Datenharmonisierung werden nicht selten auch Fehler in den Berechnungen,
Übertragungsfehler oder einfach nur Tippfehler in den Daten aufgedeckt. Die
Zusammenarbeit zwischen den Datenlieferanten und Software-Anbietern entpuppt sich
als ein qualitätssichernder Arbeitsschritt. Auch dieser erfolgt zentral und entlastet die
Anwendenden von der eigenen Kontrolle, resp. stärkt deren Akzeptanz der Daten –und
damit bewusst oder unbewusst auch der durch diese implementierten Konventionen.
So entsteht der Grüne Stein der Weisen zumindest im Ansatz durch die Verwendung
von Datenbanken und Standard-Beurteilungsmethoden der angewandten Ökobilanzforschung.
Was die Frage aufwirft, wo und durch wen dieser Zentralisierungs- und
Standardisierungsprozess stattfindet. Die Analyse der dritten Phase der Ökobilanz-
Entwicklung – Institutionalisierung - soll uns hierzu Klarheit verschaffen.
Bevor wir uns dieser Phase zuwenden, werfen wir noch einen abschliessenden Blick
auf die noch immer auftretenden grossen Unterschiede in den Resultaten von
verschiedenen Datengrundlagen und Bewertungsmethoden. Die nachfolgende
272
Siehe Stahel, R., Foerster, R.: Zuordnung der Ökofaktoren 97 und des EcoIndicators95 zu Schweizer
Ökoinventaren, ÖBU Schriftenreihe 16/1998, Zürich, 1998 sowie BUWAL: Bewertung von Ökoinventaren
für Verpackungen, BUWAL SRU 300, Bern, 1998.

138 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Abbildung stellt an ausgewählten Beispielen gegenüber, welche Abweichungen
verschiedene Beurteilungsmethoden zeigen, wenn Ökoinventare der aktuellen
Datenbank Ecoinvent 2003 mit ihrem Vorläufer ESU 1996 verglichen werden. Die
auftretenden Unterschiede ergeben sich real aus einer veränderten technologischen
Basis der betrachteten Prozesse, sind aber vorwiegend methodisch bedingt, weil für
viele Prozesse, zu denen früher keine Informationen einbezogen werden konnten heute
Daten zur Verfügung stehen und somit die Systemgrenzen entsprechend erweitert
werden konnten.
Abbildung 4.24: Resultate von Ecoinvent 2003 im Vergleich mit ESU 1996
Vergleich der Ökoinventare verschiedener Materialien aus der aktuellen Ecoinvent 2003 Datenbank mit
den Resultaten aus der Vorgänger-Version ESU 1996. Die Werte zeigen, welche Differenzen sich unter
verschiedenen Beurteilungsmethoden ergeben (UBP'97 =Ökologische Knappheit 1997, EI'99 (H,A) =
Eco-Indicator 99 Hierachist Damagefactors/Average Weighting, GWP100a =Global Warming Potential,
100 Jahre, nach IPPC 2001) 273
Es wird deutlich, wie unterschiedlich sich diese Veränderungen in der Datenbasis auf
die Resultate der verschiedenen Standard-Methoden auswirken. Die Stabilität der
Erkenntnisse ist also selbst bei Datenerhebung durch dieselbe Projektleitung sowie
dem Einsatz von etablierten Standard-Methoden im Zeitverlauf noch keineswegs
gegeben; der Erkenntnisgewinn bei der Datenerhebung ist noch immer erheblich; die
Resultate der Beurteilungsmethoden widersprüchlich. Die Ökologische Wahrheit lässt
weiterhin aus sich warten... allen bislang durch die angewandte Ökobilanzforschung
getroffenen Konventionen und eingespielten Usanzen zum Trotz.
273
Abbildung aus Frischknecht, 2003, Folie Nr. 41.

Kapitel 5: Phase der Institutionalisierung 139
5 Phase der Institutionalisierung
Die Phase der Institutionalisierung bezeichnet den Prozess des Aufbaus einer eigenständigen,
organisatorischen Infrastruktur des Projekts Ökobilanz. Mit organisatorischer
Infrastruktur sind einerseits die sich in Forschung und Praxis formierenden Netzwerke,
Organisationen und Plattformen, resp. Medien zur fachspezifischen Kommunikation
gemeint, anderseits die Prozesse der (internationalen) Harmonisierung- und
Standardisierung der Methodik. Angesichts der grossen Bedeutung von Daten und
Software an der Schnittstelle zwischen angewandter Ökobilanzforschung und der
praktischen Anwendung in Unternehmen, stellt die Entwicklung eines entsprechenden
Marktes ebenfalls einen wichtigen Pfeiler der Institutionalisierung dar. Ziel dieses
Kapitels ist eine Bestandesaufnahme der Ausprägung dieser Merkmale:
– Netzwerke und Organisationen
– Fachzeitschriften und Konferenzen
– Standardisierung von Methodik und deren Anwendung
– Entwicklung eines Marktes für Ökobilanz-Software
Wir orientieren unsere Untersuchung an den internationalen Bestrebungen, die Ökobilanzierung
als Methodik, resp. Wissenschaft zu institutionalisieren. Denn bereits 1992
schreibt das deutsche Umweltbundesamt: „Im Rahmen der Stichworte „Product-Life-
Cycle-Assessments“ (LCA) und „Ecobalances“ sind derzeit eine kaum mehr überschaubare
Fülle von Initiativen internationaler und nationaler Institutionen zu
registrieren.“ 274 Eine umfassende Darstellung nationaler Entwicklungen würde deshalb
zu weit greifen. Wo dies für das Verständnis hilfreich und für die internationale Ebene
als relevant erscheint, werden wir nationale Entwicklungen jedoch in unsere
Betrachtung einschliessen.
Zur Abgrenzung der Phase Institutionalisierung halten wir uns willkürlich an die
Publikation internationaler Standards sowie international breit abgestützter Gremien.
Dies erlaubt einerseits eine klare Feststellung von Meilensteinen und erscheint uns
andererseits als guter Indikator institutioneller Fortschritte, da beide Merkmale auf
einem breiten Konsens wichtiger Akteursgruppen basieren.
Denn Beginn dieser Phase verorten ist demnach im Jahre 1993 zu verorten. In diesem
Jahr publizierte die Society of Environmental Toxicology and Chemistry (SETAC) den
ersten, internationale Anerkennung findenden Leitfaden zur Methodik, der das heute
noch geltende Rahmenkonzept sowie ihren modularen Aufbau prägte.
Bis zu diesem Zeitpunkt entwickelte sich Ökobilanzierung vorwiegend unkoordiniert und
unter diversen verschiedenen Bezeichnungen im Rahmen der praktischen Anwendung
und des dadurch ausgelösten Diskurses (siehe Kapitel 2).
274
UBA, 1992, Anhang 10, S. 1.

140 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
5.1 Entwicklung einer internationalen Forschungsgemeinschaft
„Erst ab 1990 begannen die (...) Ökobilanz-Entwickler international zu kooperieren und
zunächst eine Bestandesaufnahme der verschiedenen Ansätze durchzuführen.“ 275
Dieser Prozess nahm seinen Anfang im Rahmen eines 1989 in Vermont, USA, abgehaltenen
Workshops unter dem Titel A Technical Framework for Life Cycle
Assessment, der 1990 in Leuven, Belgien fortgesetzt wurde. 276 Ausgehend von diesen
Workshops der SETAC entstand eine internationale Forschungsgemeinschaft, deren
Netzwerke und Plattformen wir in diesem Abschnitt umreissen.
5.1.1 Netzwerke und ihre Leistungen
5.1.1.1 SETAC Society of Environmental Toxicology and Chemistry (SETAC)
Die SETAC, eine seit 1979 bestehende Organisation mit heute weltweit rund 5'000
Mitgliedern aus Forschung, Industrie, Behörden und non-governmental organisations
(NGOs), entwickelte zur führenden Plattform der Ökobilanzforschung. Die meisten
Mitglieder stammen aus den (Umwelt-)Naturwissenschaften, der Toxikologie sowie dem
chemical engineering.
Von den regionalen Sektionen der weltweiten Dachorganisation haben sich die SETAC
North America und SETAC Europe zu zwei unterschiedlich ausgeprägten Schulen der
Ökobilanzierung entwickelt. „The European workings groups have regarded the
development and harmonisation of LCA methodology as their main aim, while the North
American groups have focused on analysing the limitations of LCA and warning against
its unwarranted use.“ 277
Die SETAC organisiert zu verschiedenen Themenbereichen jeweils Arbeitsgruppen,
welche den Stand von Forschung und Praxis zusammentragen, bestehende Konsens-,
resp. Dissensbereiche feststellen und das entsprechende Wissen publizieren. Seit 1990
wurden so über 10 Bücher und Berichte von SETAC Press veröffentlicht. 278 Hinzu
kommen eine Vielzahl von Publikationen einzelner Forscher sowie Tagungsberichte,
Fallstudien, etc. in diversen Fachzeitschriften. Mit dem Journal for Environmental
Toxicology and Chemistry stellt SETAC ein wichtiges Medium zur Publikation von
Forschungsergebnissen bereit, wobei Ökobilanzierung in diesem Magazin nicht einen
Schwerpunkt einnimmt, sondern sich vielmehr neben den anderen, traditionellen
Themen der SETAC entwickeln konnte. Ab Herbst 2004 wird nun ein spezifischeres
Magazin Integrated Environmental Assessment and Management lanciert, indem
quartalsweise und peer-reviewed Artikel zur Anwendung von Risiko- und Umweltanalysen
in Management und Politik erscheinen sollen. Dieses neue Medium macht
deutlich, dass die SETAC-Forschenden zunehmend die Grenzen ihrer Umweltnatur-
275
Klöpffer/Renner, 1995, S. 5.
276
Guinée et.al, 2002, S. 10.
277
Guinée et.al, 2002, S. 11.
278
Fava, J.: Life Cycle Initiative: Ajoint UNEP/SETAC Partnership to Advance the Life-Cycle-Economy, in:
Int. Journal of LCA, Nr. 2, Volume 7, 2002, S. 196. (Verzeichnis: S. 196 - 198)

Kapitel 5: Phase der Institutionalisierung 141
wissenschaften überschreiten und die Bedeutung der Sozialwissenschaften,
insbesondere der Wirschafts- und Politikwissenschaften für die Umsetzung ihrer
Methoden anerkennen.
Im Rahmen der Jahrestagungen der Sektionen werden Ökobilanz-Themen jeweils
neben anderen Forschungsbereichen der SETAC behandelt. Seit 1992 konnte mit dem
einmal jährlich stattfindenden SETAC LCA Case Study Symposium eine spezifische
Plattform etabliert werden, die dem Austausch und der Aufbereitung von Erfahrungen
zwischen Forschung und Praxis dient und jeweils ein breites Spektrum von spezifischen
Fragen abdeckt.
Betrachtet man die Liste der Teilnehmenden sowie die Namen der Verantwortlichen
von Arbeitsgruppen sowie Tagungen, so fällt die personelle Kontinuität seit Beginn der
Zusammenarbeit auf. Rund 40 Personen scheinen diesen Prozess aktiv zu gestalten
und zu verwalten. Es sind dieselben Namen, die auch in den einschlägigen Bibliografien
zur Ökobilanzierung und auch in unserem Literaturverzeichnis häufig vertreten sind.
Dabei sind Forschende des Zentrums für Umweltwissenschaften CML in Leiden,
Niederlanden, seit Beginn auffällig präsent, aber auch zahlreiche Forschende aus
Schweden, Dänemark, Norwegen, Deutschland sowie aus der Schweiz (ETH-
Institutionen sowie Universität St. Gallen). Auffällig ist zudem die seit Ende der 90er
Jahre zunehmende Präsenz der japanischen Forschenden. Ebenfalls überdurchschnittlich
präsent in den Gremien der SETAC sind zahlreiche Experten von Beratungsunternehmen,
insbesondere aus den Niederlanden, Deutschland und den USA.
Der 1993 vorgelegte SETAC Code of Practice, resp. dessen vorgängig publizierte
Entwürfe beeinflussten die in einzelnen Ländern einsetzenden
Standardisierungssaktivitäten verschiedener Berufs- und Branchenorganisationen
sowie länderübergreifender Gremien massgeblich: Beispielsweise des Nordic Council of
Ministers (of Environment), der als erstes internationales Gremium den Stand der Ökobilanzierung
zusammenfasste und 1995 die Nordic Guidelines on Life Cycle
Assessment publizierte.
Die SETAC-Arbeiten bildeten auch den Ausgangspunkt der internationalen Normierung
von Ökobilanzen, die ab 1993 im Rahmen der International Organization for
Standardization ISO vorangetrieben wurde. Wir betrachten diese Entwicklung detailliert
in Abschnitt 5.2.2.
5.1.1.2 ISIE - International Society for Industrial Ecology
Eine stärker transdisziplinäre Ausrichtung als die SETAC pflegt die zweite internationale
Forschungsgesellschaft mit starkem Bezug zur Ökobilanzforschung: die, 2001 von
vorwiegend amerikanischen Forschenden, gegründete International Society for
Industrial Ecology. In ihrem Rahmen koordinieren und kommunizieren Forschende

142 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Arbeiten, die über den Fokus auf Produktlebenszyklen hinausgehen und Anwendungen
der Ökobilanzmethodik auf Unternehmen, Regionen und ganze Volkswirtschaften
analysieren. Neben umweltnaturwissenschaftlichen Aspekten wird dabei ökonomischen
und politischen Analysen der Einsatzmöglichkeiten und -grenzen von Ökobilanzen ein
hoher Stellenwert beigemessen. Die Gesellschaft mit Sitz an der amerikanischen
Universität Yale stellt damit eine Art Schnittstelle zwischen SETAC und der Society for
Ecological Economics dar, was auch in den entsprechenden personellen
Verflechtungen zum Ausdruck kommt: In ihren Reihen finden sich prominente
Forschende aus beiden Bereichen.
Die Aktivitäten der ISIE nehmen sich im Vergleich zur SETAC (noch) realtiv bescheiden
aus: Ein vierteljährlich erscheinender newsletter informiert die Mitglieder über
Veranstaltungen, bespricht Publikationen und Projekte und berichtet über das Netzwerk
der beteiligten Personen. 2001 und 2003 fanden die ersten zwei ISIE Konferenzen
statt, deren dritte Auflage für 2005 geplant ist. Die ISIE beteiligt sich ausserdem seit
2003 an der Organisation des SETAC LCA Case Study Symposiums und stellt einen
Vertreter im International Life Cycle Panel (siehe Abschnitt 5.2.3).
Ein Fachmagazin gibt die ISIE selbst nicht heraus. Als offizielles Organ der Gesellschaft
fungiert das quartalsweise und peer-reviewed erscheinende Journal of Industrial
Ecology, 279 welches seit 1997 durch MIT Press in Zusammenarbeit mit der Universität
Yale herausgegeben wird. Die Liste der bislang 350 Autoren belegt die enge
Verflechtung mit den Mitgliedern der SETAC.
5.1.2 Unabhängige Plattformen zur fachspezifischen Kommunikation
5.1.2.1 International Journal for Life Cycle Assessment
Als das zentrale Medium der Ökobilanzforschung vermochte sich das -1996 durch den
deutschen Ecomed Verlag lancierte -International Journal for Life Cycle Assessment zu
etablieren.
Es erscheint peer-reviewed alle 6 Monate in gedruckter und elektronischer Fassung und
betreibt mehrere online-Foren zur Diskussion spezifischer Fragen der Ökobilanzforschung
und -praxis. Neben den Fachbeiträgen wird auch über die institutionelle
Entwicklung der Ökobilanzierung berichtet; über Konferenzen, Normierungsaktivitäten,
Software, Netzwerke und Publikationen. Der Autorenindex umfasst für 1996 bis Mai
2004 mehr als 700 Autoren und der Artikelindex über 500 Fachbeiträge.
Seit 2001 ist das Journal im Science Citation Index Expanded SCIExp des Institute für
Scientific Information ISI vertreten. Im Rahmen dieses -rund 5'800 wissenschaftliche
Fachzeitschriften umfassenden – Index wird ein sogenannter Journal Impact Factor
ermittelt, der aufzeigen soll, wie oft Artikel eines bestimmten Magazins im Verlaufe von
mindestens drei Jahren in anderen Zeitschriften oder in anderen Ausgaben desselben
Magazins zitiert werden. Liegt ein solcher Journal Impact Factor vor, so kann das
Magazin in den –die vermeintlich 3'800 einflussreichsten Zeitschriften umfassenden –
279
Siehe Abschnitt 2.4.2.2.

Kapitel 5: Phase der Institutionalisierung 143
Science Citation Index SCI aufgenommen werden. Lediglich 10% der neu im SCIExp
vertretenen Magazine werden für den SCI ausgewählt. Der Impact Factor wird für das
Jahr 2003 mit 1.035 angegeben, was das Magazin an 10. Stelle der Kategorie
Engineering, Environmental, resp. unter den insgesamt 131 Magazinen der Kategorie
280 281
Environmental Sciences an 64.Stelle positioniert.
5.1.2.2 ICEB - International Conference on EcoBalance
Keine Organisation im formalen Sinne, aber ein wichtiges Forum der Ökobilanzforschung
stellt die seit 1994 alle zwei Jahre im japanischen Tsukuba stattfindende
International Conference on EcoBalance ICEB dar: Mehr als 450 Teilnehmende aus 21
Ländern besuchten die 147 Referate sowie 116 Poster-Präsentation im Jahr 2002. Die
entsprechenden proceedings umfassen mittlerweile über 1'000 Seiten und
dokumentieren die grosse Vielfalt an Ergebnissen aus Forschung und Praxis. 282 Die
ICEB deckt dabei das gesamte Spektrum von Anwendungsmöglichkeiten der Methodik
ab.
280
News from the International Journal of LCA, in: Int. Journal of LCA, Vol. 9 (2), 2004, S. 8A.
281
Siehe http://www.scientificjournals.com/sj/LCA.
282
Siehe http://www.sntt.or.jp/ecobalance/.

144 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Year International Conference
1989 SETAC LCA Workshops
1992 1. SETAC LCA Case Study Symposium
1993 2. SETAC LCA Case Study Symposium
1994 3. SETAC LCA Case Study Symposium
1. ICEB International Ecobalance Conference
1995 4. SETAC LCA Case Study Symposium
1996 5. SETAC LCA Case Study Symposium
2. ICEB International Ecobalance Conference
1997 6. SETAC LCA Case Study Symposium
1998 7. SETAC LCA Case Study Symposium
3. ICEB International Ecobalance Conference
1999 8. SETAC LCA Case Study Symposium
2000 9. SETAC LCA Case Study Symposium
4. ICEB International Ecobalance Conference
1. INLCA International LCA Conference
2001 10. SETAC LCA Case Study Symposium
1. ISIE International Society for Industrial Ecology Conference
2002 11. SETAC LCA Case Study Symposium
5. ICEB International Ecobalance Conference
2003 12. SETAC LCA Case Study Symposium
2. INLCA/LCM International LCA Conference
2. ISIE International Society for Industrial Ecology Conference
2004 14. SETAC LCA Case Study Symposium
6. ICEB International Ecobalance Conference
Abbildung 5.1: Internationale Konferenzen der Ökobilanzforschung
Der sich verdichtende internationale Veranstaltungskalender ist ein Indiz für die zunehmende Vernetzung
der Ökobilanzforschenden. Seit Mitte der 90er Jahre hat die Anzahl der Konferenzen sowie der
Teilnehmenden deutlich zugenommen. In den Gremien dieser Veranstaltungen finden sich häufig
dieselben Namen wie in den editorial boards der Fachzeitschriften sowie den Vorständen der Forschungsgesellschaften.
5.1.2.3 INLCA/LCM Intern. Conference on LCA & Life Cycle Management 283
Ergänzend zur ICEB wurde im Jahr 2000 erstmals die International Conference on Life
Cycle Assessment INLCA in Washington organisiert. Verantwortlich zeichnete damals
die amerikanische Umweltagentur EPA. Mittlerweile wird der Anlass unter dem neuen
Namen International Conference on LCA &Life Cycle Management INLCA/LCM durch
das American Centre for LCA ACLA ausgerichtet. Mit dem erweiterten Titel soll die
Umsetzung der Ökobilanzierung stärker betont werden und vermehrt auch Delegierte
aus der Industrie ansprechen.
Die INLCA/LCM findet alle drei Jahre als traditionelle Konferenz sowie in den Zwischenjahren
als online-Forum statt. Die jeweils rund 300 Teilnehmenden der ersten beiden
Konferenzen 2000 und 2003 stammten aus 30 Ländern.
283
Siehe http://www.lcacenter.org/INLCA-LCM03/Index.html.

Kapitel 5: Phase der Institutionalisierung 145
5.1.3 Fazit: Die Ökobilanzforschung konstituiert sich
Mit zwei internationalen Forschungsgesellschaften, zwei spezifischen Fachzeitschriften
und der Präsenz in mehreren, breiter angelegten Fachmagazinen sowie drei
regelmässig stattfindenden, internationalen Fachkonferenzen verfügt die Ökobilanzforschung
heute über eine hochgradig vernetzte und etablierte akademische
Infrastruktur. Sie hat sich als Wissenschaft konstituiert. 284
Orientiert man sich an Indizien wie Autorenverzeichnissen und Listen von Konferenz-
Teilnehmenden, so lässt sich abschätzen, dass die international vernetzte Forschungsgemeinschaft
zwischen 200 und 300 aktive Personen umfassen dürfte. Diese stammen
vorwiegend aus Forschungsinstituten, Beratungsunternehmen und zunehmend auch
aus grossen, multinationalen Unternehmen. Diese Gemeinschaft stellt Zentrum und
Taktgeber der stetigen Weiterentwicklung der generischen Methodik sowie der
angewandten Ökobilanzforschung dar. Den Kern dieser Gemeinschaft bilden ca. 40
Personen, deren Namen seit Beginn der 90er Jahre sowohl in der Literatur als auch in
den Gremien von Fachzeitschriften und Konferenzen immer wieder anzutreffen sind.
Auch dies ein Zeichen institutioneller Stabilität und eine wichtige Voraussetzung für die
Institutionalisierung des Projekts Ökobilanz.
5.2 Standardisierung der Anwendung
Wie wir anhand unserer Untersuchung zur Phase der Differenzierung und
Operationalisierung deutlich gemacht haben, ist die praktische Umsetzung der
Ökobilanzierung auf eine Vielzahl von Konventionen angewiesen. Wir haben
diagnostiziert, dass diese Normierung nicht theoretisch begründet, sondern einzig durch
Übereinkunft oder Usanzen entsteht. Deshalb kommt der angewandten Ökobilanzforschung
eine zentrale Rolle zu für die gesellschaftliche Relevanz des Projekts
Ökobilanz.
Es stellt sich die Frage, welche Netzwerke diese Schnittstelle zwischen Theorie und
Anwendung durch Transfer und Standardisierung der Methodik gestalten. Wir
betrachten dazu im folgenden Abschnitt fünf, für die internationale Institutionalisierung
der angewandten Ökobilanzforschung, resp. der praktischen Anwendung in
Unternehmen zentrale Netzwerke.
5.2.1 SPOLD Society for the Promotion of Life Cycle Assessment
Neben den hauptsächlich durch Wissenschaftler und Beratungsunternehmen
verwalteten Plattformen, entstand 1992 mit der Society for the Promotion of Life Cycle
Assessment SPOLD eine spezialisierte Industrievereinigung. Unter den Gründungsfirmen
fanden sich Grossunternehmen wie Ciba, Procter&Gamble, Unilever oder
Electricité de France. Im Rahmen von SPOLD wurden verschiedene Studien vergeben,
welche auf die Förderung der Praktikabilität sowie der Akzeptanz von Ökobilanzen
284
konstituieren = gründen, einrichten, zur festen Einrichtung machen, aus Wahrig, 1994, S. 942.

146 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
abzielten. So entstanden Publikationen wie LCA anew business planning tool 285 ,die
Guidelines for the Application of Life Cycle Assessment in the European Union
Ecolabelling Programme 286 oder das Directory of Life Cycle Inventory Data Sources 287 .
Mit dem Beginn der Normierung im Rahmen der ISO verlagerte SPOLD seine
Aktivitäten zunehmend auf die Entwicklung eines standardisierten Datenformats 288 für
Inventare und entwickelte zwischen 1995 und 1999 eine Software, mit der die Daten
erfasst und im sogenannten SPOLD-Format ausgegeben werden konnten (siehe
unten). Nachdem sowohl die SETAC als auch ISO das Thema Standard-Datenformate
aufgriffen, stellte die Organisation 2001 ihre Aktivitäten ein. 289
5.2.2 ISO International Organization for Standardization
Formal begann die internationale Normierung der Ökobilanzmethodik mit der
Einrichtung der Arbeitsgruppe ISO/TC207/SC5 Life Cycle Assessment anlässlich der
TC207-Sitzung im Juni 1993 in Toronto. Zuvor bestand bereits eine Ökobilanz-
Arbeitsgruppe innerhalb der ISO Strategic Advisory Group on Environment SAGE. Die
SAGE hatte die Schaffung einer umfassenden Normreihe zu Themen des
Umweltmanagements angeregt. Damit griff die ISO bestehende, nationale
Normierungsbestrebungen auf, wie sie beispielsweise im Rahmen des Deutschen
Normen Ausschusses DIN-AGUS-AA3 oder der Canadian Standard Association CSA
vorangetrieben wurden -und im Falle der CSA auch bald zur weltweit ersten nationalen
Norm für Produktökobilanzen führten: 1994 wurde die CAN/CSA-Z760 Life Cycle
Assessment in Kraft gesetzt. In der Folge konzentrierte sich der Standardisierungsprozess
zur Ökobilanzierung im Rahmen der ISO-Gremien; nationale Standards
basieren heute auf den Arbeiten des TC207.
Die International Organization for Standardization ISO (von griechisch: isos =gleich) ist
die weltweit grösste und bedeutendste Standardisierungsorganisation mit Sitz in Genf.
1946 auf Beschluss von Delegationen aus 25 Ländern gegründet, umfasst sie heute
148 nationale Standardisierungsorganisationen. Diese stellen nicht zwingend staatliche
Behörden dar, sondern können auch rein privatwirtschaftlich organisiert sein. Jedes
Land wird durch diese nationalen Organisationen mit einer Stimme vertreten, wenn es
um die Verabschiedung von Normen geht; die Länderorganisationen sind für die
nationalen Koordinationsprozesse verantwortlich. Zudem delegieren 570 internationale
Organisationen Experten in die 188 sogenannten Technical Committees (TC), resp. die
zugehörigen 546 Subcommittees (SC) und 2'224 Working Groups (WG). 290
285
Fussler, C. :Life Cycle Assessment - A New Business Planning Tool, SPOLD, Brussels, 1993.
286
Groupe des Sages (chaired by Udo de Haes, H A).: Guidelines for the Application of Life-Cycle
Assessment in the European Union Ecolabelling Programme. CML Leiden/SPOLD, 1994.
287
Hemming, Chr.:Directory of Life Cycle Inventory Data Sources. SPOLD, Brussels, 1995.
288
Weidema, B.: SPOLD ‘99 format – an electronic data format for exchange of LCI data, SPOLD,
Brussels, 1999.
289
Siehe http://LCA-netc.com/SPOLD/whatis.html.
290
ISO: ISO in figures for the year 2003. Central Secretariat, Genf, 2004, S. 1 - 3.

Kapitel 5: Phase der Institutionalisierung 147
Hauptprodukt der ISO sind die seit 1947 verabschiedeten rund 13'700 ISO International
Standards. Sie stellen den höchsten Konsens im Rahmen der ISO Gremien dar und
durchlaufen mehrstufige und langwierige Abstimmungsprozesse. Die ISO kennt aber
auch eine Reihe von weniger verbindlichen Produkten, an welche geringere
Anforderungen gestellt werden und die häufig Vorstufen von ISO International
Standards darstellen: diese werden in Form sogenannter Publicly Available
Specifications (PAS), Technical Specifications (TS), Technical Reports (TR) oder
International Workshop Agreements (IWA) publiziert.
Abbildung 5.2: ISO TC 270 Environmental Management im Überblick.
Normen zur Ökobilanzierung werden im Rahmen des SC5 entwickelt -in Koordination mit verwandten
Themen wie Umweltkennzeichnung von Produkten oder der Umweltleistungsmessung von Unternehmen.

148 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Die Ökobilanz-Normierung findet im Rahmen des SC 5 des TC 207 Environmental
Management statt, welche für die Normreihe ISO14000 verantwortlich zeichnet.
Das TC 207 befasst sich einerseits mit organisationsbezogenen Methoden,
insbesondere der Standardisierung und Zertifizierung von Umweltmanagementsystemen
(UMS) sowie der betrieblichen Umweltleistungsmessung (Environmental
Performance Evaluation EPE).
Andererseits werden produktbezogene Aspekte durch diese Normserie abgedeckt:
Umweltkennzeichnung und Ökobilanzierung stehen dabei im Zentrum. Diese
Architektur soll gewährleisten, dass eine einheitliche Sprache entwickelt und die
einzelnen Fachgebiete in ihrem übergeordneten Zusammenhang gesehen und
konsistent normiert werden können. In Ergänzung zu den Subcommittees sind dem TC
207 vier Arbeitsgruppen zugeordnet, die sich spezifischen Themenbereichen (climate
change, environmental communication) widmen oder Koordinationsfunktionen
wahrnehmen (terminonology coordination, NGO task group, chairman's advisory group).
Von der Arbeit des TC 207 explizit ausgeschlossen wird das Setzen von „limit values
and levels of environmental performance“. 291 Die Normierung bezieht sich also immer
und ausschliesslich auf Prozesse, resp. Methoden, Terminologien und Spezifikationen
von Anforderungen.
Die meisten Normen des TC 207 werden direkt vom European Committee for
Standardization CEN übernommen und erhalten damit in 19 europäischen Staaten
direkt den Status als nationaler Standard, so auch in der Schweiz, in Deutschland,
Frankreich oder England.
Im SC 5zur Ökobilanzierung sind mittlerweile 61 Länderorganisationen vertreten, wobei
42 davon Stimmrecht haben und aktiv an der Normierung beteiligt sind. Zusätzlich sind
15 internationale Organisationen eingebunden, darunter verschiedene Branchenorganisationen
(Stahl-, Aluminium-, Chemie-, Textil-, Leder- und Juteindustrie),
Wirtschaftsverbände (International Chamber of Commerce ICC, International Network
for Environmental Management INEM), diverse NGOs (European Environmental
Citizens Organisation for Standardisation ECOS, Global Ecolabelling Network,
Consumers International) sowie supranationale Organisationen (Europäische
Kommission, World Trade Organisation WTO). Auch die SETAC ist in die Arbeiten des
SC 5offiziell eingebunden, wobei zudem in einigen nationalen Delegationen (Japan,
Niederlanden, Deutschland, USA, Schweden und Dänemark) SETAC-Exponenten
vertreten sind.
291
Siehe http://www.ISO.org/ISO/en/stdsdevelopment/tc/.

Kapitel 5: Phase der Institutionalisierung 149
Abbildung 5.3: Nationale Mitglieder-, resp. Beobachtergremien des TC 207 / SC 5
Das SC 5 ist wiederum in Arbeitsgruppen untergliedert in deren Rahmen die
spezifischen Normentwürfe erarbeitet werden. Diese Arbeitsgruppen tagen je nach
Bedarf mehrmals pro Jahr, das SC 5selbst in der Regeln halbjährlich und das TC 207
im Rahmen einer Vollversammlung einmal jährlich.
Seit der Beginn der Ökobilanznormierung 1993 wurden 7Dokumente verabschiedet;
davon 4 mit dem Status eines ISO International Standards. Diese decken sich
weitgehend mit dem von der SETAC vorgeschlagenen Rahmenkonzept und wurden
auch entsprechend strukturiert: Zieldefinition und Untersuchungsrahmen sowie Sachbilanzierung
in der ISO 14041 (1998), Wirkungsanalyse und Gewichtung in ISO 14042
(2000) sowie Interpretation in ISO 14043 (2000). Die bereits 1997 verabschiedete erste
Norm 14040 umschreibt diesen Rahmen generell.
Im Gegensatz zu den Umweltmanagementsystemen sind die Ökobilanznormen keine
zertifizierbaren Standards. Sie beschreiben vielmehr die Methodik generell, diskutieren
Modellierungsvarianten und weisen allenfalls Anforderungen und Einschränkungen
genereller Natur aus, beispielsweise, dass im Falle einer Veröffentlichung der Resultate
zwingend ein critical review also eine Begutachtung durch unabhängige Experten
erfolgen soll, oder dass im Falle von Veröffentlichungen – insbesondere Produktvergleichen
–keine gewichteten Resultate ausgewiesen werden sollten. Insgesamt sind
jedoch die Vorgaben minimal: so fordert die Normreihe zwar zwingend eine Wirkungsanalyse,
lässt aber offen, welche Umweltwirkungen selektiert werden sollen und macht

150 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
auch keine Vorgaben bezüglich Wirkungsindikatoren- oder Wirkungsstufen (Umweltveränderungen
oder Schäden, etc.).
Entsprechend ist unstrittig, dass insgesamt immer noch sehr viel Spielraum in der
Auslegung und Anwendung besteht. Einen Eindruck davon vermittelt die entsprechende
Fachliteratur: beispielsweise das Handbook on Life Cycle Assessment -Operational
Guide to the ISO Standards (3 Bände, 700 Seiten) 292 oder in deutscher Sprache Das
Umweltinformationsinstrument Ökobilanz (LCA) – Anwendungsbezug und
instrumentelle Ausgestaltungsmöglichkeiten (370 Seiten) 293 .
Dennoch: diesen Normen ist es zu verdanken, dass bezüglich der Grundstruktur der
Methodik ein von verschiedenen Interessengruppen getragener Konsens herrscht und
eine hochgradig differenzierte Fachsprache jenseits der wissenschaftlichen Plattformen
etabliert werden konnte. Die Normen tragen zudem erheblich dazu bei, dass das
Interesse an der Methodik in verschiedenen Ländern überhaupt erst geweckt wurde.
Dies im Hinblick auf eine Verwendung von Ökobilanzen zur Umweltkennzeichnung: die
sogenannten Type III Kennzeichnungen (ISO 14025) - Environmental Product
Declarations – sehen den Einsatz von lebenszyklusbasierten Sachbilanzen vor. 294
Aus Sicht der generellen Anwendbarkeit der Methodik ist desweiteren bemerkenswert,
dass die betriebsbezogenen Normen einen Einbezug der ökologischen Produktlebenszyklen
zwar fordern, dazu aber nicht zwingend die Methodik der Ökobilanzierung
vorgeschrieben wird. Bislang beschränkt sich der internationale Konsens bezüglich der
betrieblichen Umweltleistungsmessung lediglich auf Kennzahlen, welche sich auf Sachbilanzindikatoren
beziehen. Vor- und nachgelagerte Stufen der Wertschöpfungskette
sind dabei nicht zwingend numerisch einzubeziehen (ISO 14031 EPE), ja werden nur
am Rande erwähnt. Die generische Methodik des Life Cycle Assessment wäre jedoch
grundsätzlich dazu geeignet – und wird in der Praxis vereinzelt tatsächlich zur
betrieblichen Umweltleistungsmessung eingesetzt, wie wir im Rahmen unserer
empirischen Untersuchung aufzeigen werden (siehe Kapitel 6). Von Delegierten aus
Ökobilanz-Netzwerken wurde verschiedentlich (erfolglos) vorgeschlagen, die
betriebliche Umweltleistungsmessung in die Ökobilanz-Normen zu überführen und die
separate Norm 14031 aufzugeben. 295
Die ISO-Normen haben sich insgesamt als wichtiger Transmissionsriemen der Ökobilanzforschung
erwiesen und tragen wesentlich zu ihrer Institutionalisierung bei. Bis
Ende der 90er Jahre hat sich so auf der internationalen Ebene eine duale, arbeitsteilige
Struktur entwickelt: während sich die SETAC auf die wissenschaftliche Weiter-
292
Guinée, et.al., 2002
293
Sundmacher, 2002.
294
Siehe Abschnitt 5.2.5.
295
Buxmann, K.: Protokoll der TK 174 vom 19.1.2004, S. 1. Das TK 174 ist der Spiegelausschuss des
TC207 im Rahmen der Schweizerischen Normenvereinigung SNV. Dieses Gremium koordiniert die
nationalen Beiträge im Rahmen des TC 207. Mitglieder sind rund 30 Personen, resp. Organisationen,
davon 5aus Zertifizierungsgesellschaften, 6aus Behörden (insbesondere BUWAL), 2aus Universitäten,
5 aus Beratungsunternehmen und 11 aus Unternehmen.

Kapitel 5: Phase der Institutionalisierung 151
entwicklung und die Herausbildung des Konsens zwischen den wissenschaftlichen
Experten etabliert hat, bietet die ISO mit dem TC 207 eine Plattform zur Herstellung von
Konsensbereichen zwischen Interessengruppen, resp. Anwendenden und damit eine
mächtige Absicherung von methodischen Konventionen. Dabei bestehen Synergien
bezüglich der Mobilisierung von Ressourcen zur Fortsetzung des Projekts Ökobilanz.
Es bestehen aber auch divergierende Interessen zwischen den Anspruchsgruppen und
den Forschenden der SETAC. Einerseits sind die ISO-Normen bei einer vollständigen
Umsetzung sehr aufwendig und schränken damit die - normkonforme - praktische
Anwendung stark ein. Die Dokumentationspflichten sind ebenfalls enorm. Andererseits
streben die Ökobilanzforschenden eine weitergehende Standardisierung der Wirkungsanalyse
im Sinne eines minimalen Umfangs zu berücksichtigender Wirkungen
(Selektion) an. „However, in an ISO TC 207 meeting, it was established, that particularly
at this stage, ISO would not take up this task. Nevertheless, there was the need for an
authoritative organisation showing willingness to join SETAC.“ 296
Ein solcher Partner wurde schliesslich in UNEP gefunden. Damit besteht seit 2002 eine
dritte, international abgestützte Organisation zur Förderung und Standardisierung der
Ökobilanz-Methodik: die UNEP/SETAC Life Cycle Initiative.
5.2.3 UNEP/SETAC Life Cycle Initiative
UNEP -das United Nations Environmental Program -wurde im Zuge der ersten Weltkonferenz
zu Umwelt und Gesundheit 1972 gegründet, um die Umweltaktivitäten
innerhalb der Vereinten Nationen zu koordinieren. Seit 1975 wird es von einem
Governing Council geleitet, bestehend aus 58 Ländervertretern. Zu den Aufgaben des
UNEP gehören neben der UNO-internen Koordination ein breites Spektrum von
Tätigkeiten, u.a. globale Umweltbeobachtung, Technologietransfer und Ausbildung,
Entwicklung und Förderung umweltpolitischer Instrumente sowie die Förderung von
Initiativen/Partnerschaften verschiedener Anspruchsgruppen. Dem UNEP
angeschlossen sind die zudem die Sekretariate völkerrechtlicher Verträge,
beispielsweise das Sekretariat des Montreal Protokolls zum Schutz der Ozonschicht
oder der Basler Konvention über den Verkehr mit Sonderabfall. Innerhalb des UNEP
hat sich die Division für Technologie, Industrie und Wirtschaft seit Mitte der 90er Jahre
mit der Methodik der Ökobilanzierung befasst und dazu zwei Publikation
herausgegeben, ein internationales Expertentreffen einberufen und eine Umfrage zur
weltweiten Anwendung der Methodik in Auftrag gegeben. 297
Im Rahmen des 10-year Framework of Programmes on Sustainable Consumption and
Production wurde 2002 gemeinsam mit der SETAC die Life Cycle Initiative als Plattform
zur weltweiten Förderung und Weiterentwicklung der Ökobilanzierung gegründet.
296
Udo de Haes, H.A.: The UNEP/SETAC Life Cycle Initiative –APersonal View of the Results after one
Year, in: Int. Journal of LCA, Vol. 8 (5), S. 307.
297
UNEP-Division of Technology, Industry and Economics: Towards the Global Use of Life Cycle
Assessment, UNEP, Paris, 1999. sowie UNEP-Division of Technology, Industry and Economics: Life
Cycle Assessment – What it is and How to do it, UNEP, 1996.

152 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Organisatorisch besteht die Initiative als Netzwerk von vorwiegend freiwillig arbeitenden
Experten und Anspruchsgruppen. Diese werden durch ein zentrales Sekretariat mit
derzeit zwei Vollzeit-Mitarbeitenden unterstützt. Formaler Sitz der Initiative und des
Sekretariats ist die UNEP Division für Technologie, Industrie und Wirtschaft in Paris.
Die Projekte werden in einer ersten Phase im Rahmen von 3 thematischen
Programmen in Arbeitsgruppen bearbeitet. Im Jahre 2004 wurden 12 solche Arbeitsgruppen
gestartet. Sowohl die Programmverantwortlichen als auch der operative
Direktor der Initiative sind dezentral an ihren jeweiligen Institutionen im Rahmen eines
Teilzeitpensums aktiv. Die Arbeit erfolgt sehr ähnlich wie im Rahmen der ISO, das
heisst vorwiegend im Rahmen elektronischer Kommunikation sowie jährlich zwei bis
vier Sitzungen, die zumeist anderen Fachveranstaltungen angegliedert werden.
Als strategisches Steuerungsgremium fungiert das International Life Cycle Panel ILCP,
in dem verschiedene Anspruchsgruppen sowie Delegierte der Sponsoren vertreten
sind. Neben SETAC und UNEP sind wichtige Organisationen wie das ISO TC 207 /SC
5, die Society for Industrial Ecology ISIE, der World Business Council for Sustainable
Development WBCSD sowie die International Society for Exposure Analysis
eingebunden. Insgesamt stellen Delegierte der Wirtschaft die Mehrheit im ILCP und ein
wesentlicher Anteil der finanziellen Mittel wird durch Unternehmensverbände aus der
Rohstoffindustrie aufgebracht, wenngleich die Finanzierung der Aufbauphase
hauptsächlich durch Behörden aus Japan, Canada, Deutschland, den Niederlanden
und der Schweiz bestritten wurde.
Die Initiative hat zum Ziel, die Anwendung und Anwendbarkeit von Ökobilanzen zu
erhöhen und das Denken in ökologischen Lebenszyklen, resp. Stoff- und
Energieflüssen zu fördern, „through the development of an international life-cycle
management (LCM) framework (...) and databases of best available LCA methods and
data.“ 298 Mit LCM wird einerseits die Ausrichtung auf eine konkrete Umsetzung der
Methodik besonders betont: Life Cycle Management meint letztlich die Nutzung und
Implementation der Ökobilanzierung in konkreten Anwendungszusammenhängen,
beispielsweise in der Produktentwicklung, im Marketing oder im Rahmen des
betrieblichen Umweltmanagements. LCM umfasst in diesem Sinne neben der Methodik
auch Techniken und Instrumente zur Ausbildung, zur organisationalen Verankerung
und zur Kommunikation von Ökobilanz-Informationen.
298
Fava, 2002, S.197.

Kapitel 5: Phase der Institutionalisierung 153
Abbildung 5.4: Organisation der UNEP/SETAC Life Cycle Initiative 299
Anderseits zielt die Initiative darauf ab, über die ISO Normen insofern hinauszugehen,
als das nicht mehr nur eine generische Methodik sowie Anforderungen und Grenzen
der Ökobilanzierung bezeichnet, sondern konkrete Modelle und Daten empfohlen
werden sollen, wie sie die angewandte Ökobilanzforschung entwickelt hat. Man zielt
also konkret darauf ab, Empfehlungen zu bestimmten Modellen -und somit auch zu
den darin enthaltenen Konventionen – abzugeben. Es wird dabei betont, dass eine
eineindeutige Standardisierung der Ökobilanzmethodik im Rahmen der Life Cycle
Initiative nicht angestrebt wird. Vielmehr wolle man - je nach „generic situation
dependency“ -für unterschiedliche Anwendungsbereiche verschiedene „good (but quite
different) side-by-side methods“ 300 empfehlen. Gegenüber den rein prozeduralen ISO-
Normen wäre dies dennoch eine erhebliche Konkretisierung.
Abbildung 5.5: Arbeitsschwerpunkte der UNEP/SETAC Life Cycle Initiative
Die Themenschwerpunkte und Arbeitsgruppen der Life Cycle Initiative machen deutlich, dass mittels
Empfehlungen zu Daten und Modellen gegenüber den generischen ISO-Normen eine erhebliche
Konkretisierung angestrebt wird.
Die anfangs 2004 lancierten Arbeitsgruppen, resp. deren Produkte wurden auf der
Grundlage sogenannter definition studies für jeden der drei Themenschwerpunkte
konzipiert. Diese Studien inventarisieren einerseits den Wissensstand und die
299
Eigene Zusammenstellung aus Sonnemann, G: Activities ahead for 2004, in: Int. Journal of LCA, Vol. 9
(2), 2004, S. 74 sowie Sonnemann,G: International Life Cycle Panel: Decisions for 2003, Int. Journal of
LCA, Vol. 8 (2), 2003, S. 61.
300
Udo de Haes, 2003, S. 309.

154 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Verfügbarkeit von Daten und Modellen –analog zu den Arbeiten der SETAC –weisen
aber eine stärkere Einbindung der Perspektive von wirtschaftlich wenig entwickelten
Ländern auf. Dies führt zu anderen Standpunkten, resp. Bedürfnissen als sie im
Rahmen der europäisch-amerikanischen SETAC Arbeitsgruppen oder der ISO
formuliert werden. Die definition studies zeigen auf, wo Handlungsbedarf besteht und
welchen Aktivitäten Priorität eingeräumt werden sollte. „The idea was that these studies
could well build on the results of the SETAC Europe working groups in these areas,
making it possible to perform such astudy at short notice. However, as aconsequence,
for the global outreach requirement author teams had to be established with global
representation, which, in part, necessitated to start from fresh.“ 301
Den definition studies voraus gegangen, war eine fragebogenbasierte Umfrage zu den
Bedürfnissen von Ökobilanz Anwendenden (User Needs Survey). Rund 200 Experten,
resp. Anwendende aus aller Welt nahmen daran teil. Allerdings ist einschränkend zu
bemerken, dass es sich dabei mehrheitlich um Antwortende aus Wissenschaft und
Beratungsunternehmen handelte und davon rund 70% aus Europa und Amerika
stammen. Die Resultate widerspiegeln somit eher developer needs, resp. die Wünsche
und Ansichten der angewandten Ökobilanzforschung als die der Anwendenden in
Unternehmen.
Abbildung 5.6: Arbeitsschwerpunkte zukünftiger Ökobilanzforschung
Die Struktur der User Needs Survey zeigt auf, welche Anspruchsgruppen sich im Rahmen der
UNEP/SETAC Life Cycle Initiative inhaltlich einbringen. Die Antworten bezüglich Zustimmung und
Priorisierung von Themen zur Förderung der Ökobilanzierung machen deutlich, dass die Umsetzung
gegenüber einer weiteren Differenzierung der Methodik im Vordergrund steht. 302
Der Bedarf nach weiterer Konkretisierung, Autorisierung und Standardisierung kommt
dabei einerseits in der Anerkennung der Notwendigkeit sowie der hohen Priorisierung
der Themen scientific confidence, recommended factors sowie scientific cooperation
zum Ausdruck. Anderseits deuten auch die niedrigen Werte für Themen wie fully
301
Udo de Haes, 2003, S. 307.
302
Darstellung zusammengestellt aus Stewart, M., Goedkoop, M.: LCIA Needs analysis report of the
UNEP-SETAC Life Cycle Initiative, UNEP/SETAC Life Cycle Initiative, Paris, Version 2, October 2003,
S. 4 sowie 12.

Kapitel 5: Phase der Institutionalisierung 155
detailed, spatial differentiation und temporal differentiation darauf hin, dass man die
Komplexität der Methoden -und damit die Unsicherheit der Modelle -nicht weiter zu
erhöhen wünscht. Trotz dieser starken Umsetzungsorientierung wird dennoch zum
Ausdruck gebracht, dass man die hohen Anforderungen an die Ökobilanzmethodik, wie
sie in den 90er Jahren formuliert wurden, nicht aufgegeben möchte: Transparenz, eine
anwendungsspezifische Ausgestaltung der generischen Methodik sowie die Berücksichtigung
der Unsicherheit von Daten und Modellen erzielten ebenfalls hohe
Zustimmung und Priorität.
Wie wir im Abschnitt 4.4.4 ausgeführt haben, ist zu erwarten, dass diese Anforderungen
nur im Zuge einer weiteren Zentralisierung der angewandten Ökobilanzforschung -im
Rahmen von sehr umfangreichen Grossprojekten zur Datenerhebung und Modellierung
-sowie über den Markt für Datenbanken und Software erreicht werden können. Im
Hinblick darauf, sind die in jüngster Zeit in verschiedenen Ländern geschaffenen,
nationalen Ökobilanz-Zentren von besonderer Bedeutung. Einige dieser Zentren haben
begonnen, sich auf internationaler Ebene im Rahmen der Global Alliance of LCA
Research Centers zu koordinieren.
5.2.4 GALAC - Global Alliance of LCA Research Centres
Die Global Alliance of LCA Research Centers GALAC wurde im Februar in Tokyo
gegründet. Sie stellt somit die vierte und jüngste internationale Plattform zur Institutionalisierung
der Ökobilanzforschung dar.
Mitglieder von GALAC sind ausschliesslich nationale oder supranationale, nicht-gewinnorientierte
Organisationen, die auf die Förderung von lebenszyklus-basierten Methoden
und Ökobilanzen in staatlichen und privatwirtschaftlichen Organisationen spezialisiert
sind. Als Zielgruppen ihrer Arbeit erachtet GALAC die Mitglieder von Parlamenten und
nationalen Verwaltungen, Meinungsführende aus Medien und dem Bildungssektor
sowie alle Arten von Unternehmen. 303
GALAC umfasst im Mai 2004 vier solche Zentren:
– ACLCA American Center for Life Cycle Assessment
– CIRAIG Canadian Interuniversity Reference Center for Life Cycle Assessment
– LCI Network - Forschungszentrum Karlsruhe, Germany
– LCA Center Denmark
– National Research Center for LCA Japan
Im Rahmen von GALAC wollen die zusammengeschlossenen Zentren Personal und
Erfahrungen austauschen, Fallstudien zur erfolgreichen Umsetzung von Ökobilanzmethoden
aufbereiten, Promotionsmaterial zur Ökobilanzierung erstellen und verbreiten
sowie Modelle zur Integration von Ökobilanzelementen in Politik und Gesetzgebung auf
303
Siehe http://galacenters.org.

156 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
nationaler und kommunaler Ebene entwickeln. Derzeit wird ein gemeinsamer Business
Plan erarbeitet; noch liegen dazu keine konkreten Informationen vor. Dennoch ist die
Gründung von GALAC ein bemerkenswerter Beitrag zur Institutionalisierung der Ökobilanzforschung:
Einerseits, weil durch die in verschiedenen Ländern entstehenden
Zentren die Ausgestaltung von Methoden als auch die Qualität von Daten massgeblich
gesteuert wird. Anderseits, da die bisherigen internationalen Netzwerke –SETAC, ISO,
UNEP/SETAC Life Cycle Initiative – auf den Beiträgen verschiedener Anspruchsgruppen,
insbesondere jedoch von Delegierten der Wissenschaft und der Wirtschaft
(Grossunternehmen, Verbände, Beratungsunternehmen) beruhen. Im Gegensatz dazu
sind die nationalen Zentren formal stärker in der Verwaltung verankert und besetzen
bezüglich Autorität damit eine besondere Position.
Es gilt jedoch zu beachten, dass auch hier der Übergang zwischen Forschung,
Verwaltung und Wirtschaft fliessend ist: Die meisten Zentren nehmen auf nationaler
Ebene eine Koordinationsfunktion zwischen verschiedenen Forschungsinstitutionen,
Wirtschaftsverbänden sowie Verwaltungseinheiten wahr: Im deutschen LCI-Network
(Netzwerk Lebenszyklusdaten) sind beispielsweise 10 Universitäten, resp. Fachhochschulen,
12 private Forschungsinstitute, 8 Wirtschaftsverbände, einige Grossunternehmen
sowie das Umweltbundesamt und das Forschungsministerium
zusammengeschlossen. Andere Zentren werden im Auftrag des Umweltministeriums
und unter Leitung eines vorwiegend durch Delegierte von Wirtschaftsverbänden
besetzten Steuerungsgremium durch Beratungsunternehmen geführt -beispielsweise in
Dänemark.
Innerhalb von GALAC nimmt das Japanische Research Center for LCA ein besondere
Stellung ein: Als Forschungszentrum ist es einerseits dem National Institute for
Advanced Industrial Science and Technology AIST zugehörig. Das AIST selbst ist ein
Verbund diverser nationaler Forschungsinstitute mit insgesamt über 3'500
Forschenden, welche alle durch das Ministry for Economy, Trade and Industry METI
finanziert und verwaltet werden. Das Research Center for LCA ist innerhalb der SETAC,
der ISO sowie dem International Life Cycle Panel aktiv und hat zudem ein Netzwerk von
Ökobilanzforschenden in APEC-Staaten (Asia Pacific Economic Co-Operation) initiiert.
Anderseits ist das Research Center for LCA personell und im Rahmen konkreter
Projekte eng mit JEMAI verbunden - der Japan Environmental Management
Association for Industry. JEMAI umfasst rund 1'200 vorwiegend international
ausgerichtete Unternehmen und betreut zudem den nationalen Spiegelausschuss des
ISO TC 207. JEMAI bietet den Mitgliedern Software, Ausbildung sowie Beratungsleistungen
an und nimmt für den Staat verschiedene Kontrollfunktionen im
Zusammenhang mit der Einhaltung von Umweltgesetzen wahr. JEMAI koordiniert
zudem das National LCA Database Project, in dessen Rahmen 54 Industrieverbände
eingebunden sind, führt das Sekretariat der Life Cycle Assessment Society of Japan
JLCA, dem –mit Unterstützung des METI -über 250 Organisationen sowie direkt 420

Kapitel 5: Phase der Institutionalisierung 157
Mitgliedsfirmen 304 angehören und betreibt desweiteren das nationale ECO-LEAF
Program. Dieses Programm spezifiziert und zertifiziert ISO 14025 TR Type III
Environmental Product Declarations EPD, das heisst lebenszyklusbasierte Ökobilanz-
Daten zu verschiedenen Produkten. 305 JEMAI ist auch auch Mitglied im GEDnet, einer
internationalen Organisation zur Förderung von EPDs.
Neben den vier im Rahmen von GALAC kooperierenden Zentren bestehen in 10
weiteren Ländern verschiedene, nationale Ökobilanz-Koordinationsstellen, resp.
Netzwerke, die sich von ihrer Ausrichtung her ebenfalls GALAC anschliessen könnten.
Allen gemeinsam ist der Anspruch, die Methodik der Ökobilanzierung auf nationaler
Ebene zu fördern. Bezüglich Aktivitäten, Mitgliedern und Ressourcenausstattung
unterscheiden sich diese Plattformen jedoch sehr stark.
Gründungsjahr Nationale Zentren und Netzwerke
1995 Japan LCA Society JLCA
1996 Swiss LCA Forum ETHZ/EPFL
1997 Indian Society for LCA ISLCA
Korean Society for LCA KSLCA
1998 Swiss Center for Life Cycle Inventories
1999 Italian LCA Society
2001 American Center for LCA ALCA
Australian LCA Society ALCAS
Brazilian Life Cycle Association
Chinese Center for Materials Life Cycle Assessment
CIRAIG Canadian Interuniversity Reference Center for Life Cycle Assessment
Research Center for LCA Japan
Taiwan LCA Forum
Thai LCAnet
2002 LCA Centre Denmark
2003 LCI-Network Deutschland
GALAC Global Alliance of LCA Research Centers
2004 African LCA Network Alcan
Abbildung 5.7: Netzwerke und Zentren zur Förderung der Ökobilanzierung 306
Einige stellen reine Plattformen zum Austausch von Erfahrungen im Rahmen von
Konferenzen dar (beispielsweise LCA Forum der Eidg. Technischen Hochschulen
Zürich und Lausanne ETHZ/EPFL), andere sind als Interessengemeinschaften von
Forschungsinstituten, Beratungsunternehmen und allenfalls Industrieunternehmen
konzipiert und zielen auf die Akquisition von inländischen und internationalen
Forschungsmitteln sowie allenfalls den Aufbau nationaler Zentren (beispielsweise
Australian LCA Society ALCA, Thai LCAnet, Indian Society for LCA ISLCA, Brazilian
Life Cycle Association, Italian LCA Society) während eine dritte Kategorie von Netzwerken
bereits die Rolle solcher Zentren wahrnimmt, wenngleich sie nicht zwingend
304
Life Cycle Assessment Society of Japan, in: Int. Journal of LCA, Vol. 4 (5), 1999, S. 248.
305
JEMAI: Toward a Sustainable Society, Brochure, JEMAI, Tokyo, ohne Datum.
306
Eigene Zusammenstellung, Stand Mai 2004.

158 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
auch entsprechende Namen tragen (beispielsweise LCA Forum Taiwan, Korean
Society for LCA KSLCA).
Institutionell breit abgestützt und mit erheblichen Ressourcen ausgestattet sind die
Zentren in Japan, Korea, Taiwan, Canada, Dänemark, Deutschland und der Schweiz.
Die Netzwerke in Korea und Taiwan sind ähnlich ausgerichtet, resp. organisiert wie in
Japan: Neben dem koordinierten Studium von Methoden und insbesondere der
internationalen Entwicklung, werden nationale Datenbanken für Ökoinventare, nationale
Wirkungsanalyse- und Gewichtungsmethoden sowie entsprechende Software
entwickelt. In Korea werden diese Projekte von KSLCA in Zusammenarbeit mit
Universitäten und der Industrie ausgeführt. Die Finanzierung wird durch das Ministry for
Commerce, Industry and Energy MOCIE zur Verfügung gestellt. In Taiwan sind die
Arbeiten am Industrial Technology Research Institute ITRI angesiedelt, welches
wiederum dem Wirtschaftsministerium unterstellt ist.
Im Gegensatz dazu stellt das Swiss Centre for Life Cycle Inventories das einzige,
aussschliesslich durch Forschungsinstitutionen konstituierte Zentrum dar: es besteht
aus 7, dem ETH-Verbund zugehörigen Forschungsanstalten. Die bereits erwähnte
Datenbank Ecoinvent wurde durch dieses Zentrum entwickelt und wird nun durch die
Eidgenössische Materialprüfungs- und -forschungsanstalt EMPA betreut.
Abbildung 5.8: Organisation des Swiss Centre for Life Cycle Inventories
Das bislang einzige Produkt des Zentrums, die Datenbank Ecoinvent 2000, wurde
zwischen 1998 und 2003 als gemeinsames Projekt der ETH und verschiedener
Bundesämter entwickelt. Im Gegensatz zu den Datenbanken der asiatischen Zentren

Kapitel 5: Phase der Institutionalisierung 159
wird die Ecoinvent Datenbank vorwiegend über eine Reihe international tätiger
Ökobilanz-Softwareanbieter vertrieben. Das Zentrum bietet bislang keine weiteren
Dienstleistungen an. Auf Initiative des BUWAL soll in naher Zukunft ein Competence
Center for LCA entstehen, welches sich verstärkt der praktischen Anwendung der
Methoden widmen soll. 307
5.2.5 GEDnet – Global Environmental Product Declarations Network
GEDnet ist die fünfte internationale Organisation mit grossem Einfluss auf die
Institutionalisierung der Ökobilanzierung. Dabei steht weniger die Forschung im
Zentrum, sondern die Umsetzung von produktspezifisch standardisierten, lebenzyklusbasierten
Sach- und Wirkungsbilanzen. 1999 auf Initiative von JEMAI gegründet zielt
das Netzwerk auf den Erfahrungsaustausch und eine gemeinsame Förderung der
Verbreitung von Type III EPDs.
EPDs „provide quantified environmental product information for the entire life cycle (...)
based on independently verified, systematic data and is presented (...) in aformat, that
facilitates comparison between products.“ 308
Grundlage dieser Arbeiten bilden der ISO Technical Report 14025:2000 Type III
Environmental Product Declarations, die ISO 14040 Norm zu Ökobilanzierung sowie die
ISO Technical Specification 14048:2002 für Ökobilanz-Daten.
307
Rentsch, Chr.: Sustainable Development Strategy 2002, Präsentation, Special LCA Forum ETH
Lausanne, Dezember 2003, S. 6.
308
GEDnet: International Guide to Environmental Product Declarations. Pre-print Edition, GEDnet,
Stockholm, 2002, S. 7.

160 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Abbildung: Struktur des schwedischen EPD (c) Programms für EPDs 309 S.29.
Demnach hat eine nationale Stelle generelle Anforderungen an die Spezifikation der
EPDs sowie der zu durchlaufenden Arbeitsschritte zu formulieren. Diese werden als
guidelines veröffentlicht. Auf der Basis solcher generell-abstrakter Richtlinien sind für
einzelne Produktkategorien jeweils Product Specific Requirements PSR zu
spezifizieren. Diese regeln zentrale Modellierungsanforderungen, u.a. zur Funktionellen
Einheit und Systemabgrenzung, zu Allokationsregeln, zur Auswahl von Sachbilanzindikatoren
und ggf. Wirkungsindikatoren, etc.. Die PSRs regeln auch, welche
Ökoinventar-Daten(banken) zur Erstellung eines EPDs in der spezifischen Produktkategorie
verwendet werden dürfen und wie hoch der Anteil spezifisch erhobener
Daten, resp. der Anteil von Standard-Ökoinventaren sein darf. Die PSRs können durch
die nationale Stelle selbst, durch Branchenorganisationen oder auch durch einzelne
Unternehmen veröffentlicht werden. Die PSRs sind jedoch auf alle Fälle durch die
nationale Stelle auf ihre Konformität mit den guidelines hin zu prüfen und zu
autorisieren.
Die Sachbilanzdaten über den gesamten Lebenszyklus werden alsdann durch jedes
teilnehmende Unternehmen erhoben und berechnet. Je nach Spezifikation können
auch zusätzliche, nicht-numerische Informationen ausgewiesen werden, beispielsweise
wenn das Produkt in ISO 14001-zertifizierten Betrieben hergestellt wurde oder wenn es
309
Darstellung aus GEDnet, 2002, S. 29.

Kapitel 5: Phase der Institutionalisierung 161
andere Umweltkennzeichen (Blauer Engel, etc.) erhalten hat. Die PSRs können auch
vorsehen, dass bestimmte Indikatoren nicht veröffentlicht werden dürfen (beispielsweise
Resultate zu einzelnen Wirkungsindikatoren).
Akkreditierte Zertifizierungsstellen führen – entsprechend der Anforderung von
ISO14040 für öffentlich zu kommunizierende Ökobilanzen –ein neutrales critical review
durch. Produkte mit einem derart validierten EPD können mit einem Umweltkennzeichen
ausgestattet werden -in Japan beispielsweise mit dem ECO-LEAF von JEMAI.
Das zugehörige EPD wird über das Internet und eine dem Umweltkennzeichen zu
entnehmende Identifikationsnummer verfügbar gemacht.
EPDs enthalten keine Beurteilungen und Interpretationen, gewichtete Ökobilanzresultate
sind ebenfalls nicht zugelassen. Sie stellen ausschliesslich Daten zur
Verfügung und bieten Gewähr dafür, dass für das entsprechende Produkt eine
Ökobilanz nach einem standardisierten Verfahren, mittels geprüfter Daten durchgeführt
wurde und das die Spezifikation der Anforderungen an dieses Verfahren unter
Einbezug relevanter Anspruchsgruppen erstellt wurde.
GEDnet zielt darauf ab, guidelines und PSRs international zu standardisieren. Dem
Netzwerk sind mittlerweile Canada, Dänemark, Deutschland, Italien, Japan, Südkorea,
Norwegen und Schweden angeschlossen. In einigen dieser Länder (Italien,
Deutschland und Dänemark) befindet man sich erst im Aufbau der entsprechenden
Infrastruktur zur Spezifikation der PSRs, resp. zur Validierung der EPDs.
Es gilt zwischen dem ursprünglich in Schweden entwickelten EPD (c) Programm und
anderen, nationalen Systemen für Type III Environmental Declarations EPD zu
unterscheiden: Das schwedische Programm steht grundsätzlich anderen Ländern offen
und bislang haben sich Dänemark, Deutschland, Finnland, Polen, Japan und Italien
assoziieren lassen. Die entsprechenden PSRs sowie EPDs werden durch den Swedish
Environmental Management Council anhand dessen Guidelines geprüft und autorisiert,
danach dürfen sie mit dem EPD (c) Logo ausgezeichnet werden und sind über die EPD (c) -
Website abrufbar. Die PSR werden periodisch dem Stand des Wissens angepasst und
die einzelnen EPDs sind jeweils für die Dauer von 3Jahren gültig. Bislang bestehen für
54 Produktgruppen EPD (c) -PSRs und für 65 Produkte liegen EPD (c) svor oder stehen
kurz vor der Autorisierung.
Nicht alle nationalen PSRs, resp. EPDs werden durch die teilnehmenden Staaten über
das schwedische Programm autorisiert. Vielmehr bestehen in allen teilnehmenden
Ländern parallel dazu PSRs und EPDs auf ausschliesslich nationaler Ebene, deren
Anforderungen und Validierung nur im entsprechenden Land vorgenommen wird.

162 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Zusätzlich bestehen nicht mit dem schwedischen EPD (c) -System assoziierte Systeme in
den zwei GEDnet-Mitglied-Ländern Canada (Environmental Profile Data Sheet EPDs)
und Norwegen (NOH Type III Program) als auch in Korea (Environmental Declaration of
Products EDP).
Je nach Programm und PSR werden die EPDs mehr oder weniger detailliert
ausgestaltet. Häufig umfasst ein EPD selbst nur wenige, Sachbilanz-Summenparameter
(insbesondere Energie, Abfall) und/oder ausgewählte Wirkungsindikatoren. In diesen
Fällen müssen neben dem EPD zusätzliche Datenblätter mit ausführlicheren Angaben
zu Sach- und Wirkungsbilanz verfügbar gemacht werden. Das Auflösungsvermögen auf
Stufe Sachbilanz umfasst beispielsweise bei den japanischen EPDs, resp. den
dazugehörigen Product Environmental Information Data Sheet PEIDS insgesamt 22
einzelstoffliche Input-Indikatoren sowie 18 Emissionen. 310
Das schwedische EPD (c) nennt in einem konkreten Beispiel als Minimalerfordernisse
den Ausweis von Ressourcenverbrauch (erneuerbar, nicht-erneuerbar sowie mit
Energiegehalt), den Stromverbrauch sowie 5 Wirkungskategorien auf Stufe Umweltveränderungspotential:
Treibhauseffekt (in CO 2 -Equivalent), Versauerung (in kmol H + -
Equivalent), Ozonabbau (in CFC-11-Equivalent), Überdüngung (in O 2 -Equivalent) sowie
Photooxidation (in Ethylen-Equivalent).
Andere Programme beschränken sich auf weniger Wirkungsindikatoren und/oder
verwenden andere Charakterisierungsfaktoren zu deren Abschätzung –beispielsweise
wird im ECO-LEAF-Program Japans das Versauerungspotential in SO 2 -Equivalent, das
Ozonabbaupotential in CFC-22-Equivalent und das Überdüngungspotential in Phosphat
(PO 4 -Equivalent) durch die guidelines vorgeschlagen. Allerdings werden für die meisten
Produktkategorien lediglich Treibhauseffekt und Versauerung obligatorisch verlangt.
310
Beispiele dazu finden sich unter: www.JEMAI.or.jp/ecoleaf_e/.

Kapitel 5: Phase der Institutionalisierung 163
Abbildung 5.9: Beispiel einer Type III Environmental Product Declaration von Fuji
Dies macht deutlich, dass die EPDs Ökobilanzen bis auf Stufe Wirkungsanalyse weitgehend
standardisieren und damit alle notwendigen Vereinfachungen treffen und Auswahlmöglichkeiten
soweit durch Konventionen einschränken, dass eine Vergleichbarkeit
von verschiedenen EPDs ermöglicht wird. Durch die Vorschriften zur Verwendung
bestimmter Ökoinventare sowie zur Berechnung von Wirkungskategorien auf Stufe
Umweltveränderungen werden zentral geschaffene Artefakte über Konventionen als
Vergleichsmassstäbe eingeführt. Dies trifft insbesondere auf die sehr kontextabhängigen
Wirkungsketten der Versauerung, Überdüngung oder Photooxidation zu.
Schadensorientierte Wirkungsindikatoren finden sich in den bisherigen PSRs genau so
wenig wie gewichtete Resultate.
EPDs stellen damit auf Ebene der internationalen Normierung die konkreteste Form der
Ökobilanzanwendung und einen wesentlichen Schritt in Richtung des Grünen Steins
der Weisen dar. Durch den -zumindest formalen -Einbezug der Anspruchsgruppen

164 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
sowie die Veröffentlichung der guidelines, PSRs und der zugrundeliegenden Produktökobilanzdaten
werden EPDs gesellschaftlich legitimiert.
Abbildung 5.10: Verteilung weltweit verfügbarer Type III PSRs und EPDs
Schweden und Japan haben bislang die meisten PSRs ausgearbeitet. Diese bilden die Grundlage zur
Zertifizierung von Environmental Product Declarations EPDs. 311
Da diese Programme zwar im nationalen Rahmen aufgesetzt werden, jedoch die
Teilnahme auf freiwilliger Basis erfolgt, sind die Unternehmen Träger dieser
Entwicklung. Sie erstellen PSRs und EPDs und tragen die Kosten für deren Validierung
und Publikation. Am meisten EPDs haben bislang Minolta Imaging (24, zu Einweg-,
Analog-, und Digitalkameras), Electrolux Deutschland (18, zu Waschmaschinen und
Kühlgeräten) sowie ABB Italien, resp. ABB Schweden (11, zu verschiedenen elektrotechnischen
Produkten) publiziert.
Nach Produktkategorien dominieren Papier- und Zellstoffprodukte (34 EPDs, alle aus
Kanada), Photokopierer (17, Japan) sowie Einwegkameras (16, Japan). In den anderen
Kategorien sind häufig nur einzelne Produkte vertreten.
Während in Japan meistens verschiedene Anbieter EPDs zu denselben Produktkategorien
veröffentlicht haben, sind in den anderen Ländern (mit Ausnahme der
kanadischen Papierprodukte) selten EPDs verschiedener Hersteller zu einer
bestimmten Produktkategorie verfügbar. Es wird sich zeigen müssen, ob sich EPDs
mittel- bis langfristig wirklich etablieren können. Eine wichtige Voraussetzung dazu ist
erst dann gegeben, wenn die wichtigsten Mitbewerber pro Produktkategorie für ihre
Produkte regelmässig EPDs veröffentlichen.
EPDs werden mittlerweile nicht nur im Rahmen allgemein ausgerichteter, nationaler
Programme, sondern ebenfalls sektoriell durch Branchenorganisationen entwickelt.
311
Eigene Darstellung, Daten gemäss eigenen Recherchen zu den einzelnen nationalen Programmen. Ein
Verzeichnis der Programme findet sich unter: www.environdec.com/international/programs.asp.

Kapitel 5: Phase der Institutionalisierung 165
Dies trifft insbesondere auf die Baustoffindustrie zu, in der bereits 8 Länder EPD-
Programme geschaffen haben oder gerade aufbauen: Frankreich, die Niederlande,
Finnland, Grossbritannien, die USA sowie die Schweiz (resp. im Aufbau: Deutschland
und Dänemark). Frankreich hat zudem im Rahmen des ISO TC 59 eine Arbeitsgruppe
zur Produktedeklaration von Baustoffen initiiert, die sich an ISO TR14025 weitestgehend
orientieren soll. Weitere EPD Programme bestehen zudem in der Chemie-,
Elektronik- und Textilindustrie.
Eine 2002 durch die EU-Kommission Abteilung Umwelt in Auftrag gegebene Studie 312
hat jedoch offenbart, dass diese Systeme nur selten den Anforderungen der ISO 14040
Ökobilanznormen, resp. dem ISO TR 14025 für EPDs umfassend entsprechen. Die
meisten beziehen zwar Daten zum gesamten Lebenszyklus mit ein, sind jedoch
bezüglich Detaillierungsgrad, Datenqualität, Modellierung, Validierung, Transparenz
sowie Einbezug von Anspruchsgruppen erheblich weniger anspruchsvoll als die
nationalen – ISO 14040 und ISO TR 14025 folgenden - Programme. Von den 13
untersuchten sektoriellen Systemen, entspricht lediglich das A.I.S.E Programm der
europäischen Waschmittelindustrie beiden Standards. Im Gegensatz zu den nationalen
Systemen verzichtet es jedoch auf eine Zertifizierung. Das Auflösungsvermögen der
entsprechenden Deklarationen ist mit lediglich vier hochaggregierten Stoffindikatoren
(Energie, Gewicht Waschmittel, Gewicht Verpackung, Gewicht schwerabbaubarer
Inhaltsstoffe) im Vergleich zu den umfangreichen Sachbilanz, resp. Wirkungsbilanzen
der nationalen EPD Programme sehr bescheiden.
Wir verzichten vor diesem Hintergrund auf eine nähere Darstellung dieser sektoriellen
EPD Programme. Es ist zu erwarten, dass sie sich mittelfristig entweder den nationalen
Programmen anschliessen oder aber durch eine konsequentere Umsetzung der ISO
Normierung angleichen werden.
Für die Institutionalisierung von EPDs, resp. Produktökobilanzen ist insgesamt der
weitere Verlauf der ISO Normierung von zentraler Bedeutung. Aufgrund der erwarteten
Wettbewerbswirkungen wurden die entsprechenden Diskussionen innerhalb des ISO
TC 207 von Beginn weg sehr kontrovers geführt: ISO TR 14025 geht zurück auf einen
Vorschlag eines US-Delegierten im Jahre 1994. Der -zunächst auf starke Ablehnung
stossende Vorschlag -wurde auf Initiative der schwedischen Delegierten im Jahre 1995
erneut traktandiert und erhielt soweit Zustimmung, dass die Ausarbeitung eines ISO
International Standards 14025 in Angriff genommen werden konnte. Nach Intervention
der US-Delegation wurden jedoch die Arbeiten 1998 sistiert: Ein Mangel an konkreten
Erfahrungen mit EPDs gab dazu den Ausschlag. Zudem wurde bezweifelt, ob
Konsumenten Ökobilanz-Resultate überhaupt verstehen und akzeptieren würden.
Diese Situation führte dazu, dass die Arbeiten zu EPDs lediglich als ISO Technical
Report veröffentlicht wurden. Der Report zeigt auf, welche Anforderungen an EPD
Programme grundsätzlich zu stellen wären und er zeigt Beispiele aus den bis dahin
312
ERM: Evaluation of Environmental Product Declaration Schemes. Final Report commissioned by
European Commission DG Environment, 2002, S. 68.

166 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
aufgebauten nationalen Programmen, insbesondere dem schwedischen EPD (c)
Programm. Die Schaffung eines International Standard blieb jedoch weiterhin auf der
Traktandenliste: 2002 scheiterte ein weiterer, von den meisten europäischen Staaten
unterstützter Vorschlag am Widerstand der Entwicklungsländer und der USA. Auf
Vorschlag von Japan und Korea wurde jedoch eine weitere Abstimmung für 2003
angesetzt. Bis dahin sollten konkrete Schritte zur Beilegung der strittigen Punkte in
einem verbindlichen Massnahmenplan festgehalten werden. Die Einbindung der
Entwicklungsländer in die Ökobilanzforschungsgemeinschaft über subventionierte
Beteiligungen an Projekten und Ausbildungsmassnahmen wie sie beispielsweise seit
2002 durch die UNEP/SETAC Life Cycle Initiative vorangetrieben werden, dürften den
Ausschlag dafür gegeben haben, dass die erneute Abstimmung schliesslich erfolgreich
verlief. TR 14025:2000 soll bis 2006 zu einem International Standard ISO 14025 weiterentwickelt
werden.
Dabei ist bemerkenswert, dass mittlerweile ein Konsens darüber besteht, dass EDPs
für die Kommunikation mit Endkunden nicht geeignet seien, sondern vielmehr im
Business to Business Bereich einem wachsenden Bedürfnis entsprechen. Diese
Entwicklung dürfte einerseits mit einer stärkeren Ausrichtung betrieblicher Umweltmanagementsysteme
auf die gesamte Wertschöpfungskette zu tun haben, wie sie sich
im Rahmen der Überarbeitung von ISO 14001 abzeichnet. Anderseits dürften die in
verschiedenen Staaten forcierten Bestrebungen zur Umsetzung einer Integrated
Product Policy IPP die Nachfrage nach systematisch erhobenen und umfassenden
Umweltinformationen stetig erhöhen: Technische Spezifikationen von Produkten unter
Einschluss ökologischer Kriterien, branchenorientierte Zielvorgaben für das
Management von Stoffströmen, die Einführung des Prinzips Material-, resp. Produktverantwortung
sowie der entsprechenden Haftungsregelungen, Umweltkennzeichnungspflichten
und schliesslich die Berücksichtigung von Umweltaspekten in
der Öffentlichen Beschaffung –sämtliche Elemente von IPP dürften den Bedarf der
Industrie nach einer Standardisierung der Messung von Umweltbelastung und damit der
Schaffung klarer Regeln für den Wettbewerb nachhaltig steigern.
Die Mitglieder von GEDnet sind die wesentlichen Treiber dieser Entwicklung. Mit der in
ihrem Rahmen koordinierten Harmonisierung von EPDs schaffen sie für die in ihren
Programmen mitwirkenden Unternehmen die entsprechenden Voraussetzungen im
internationalen Handel. Als assoziiertes Mitglied des ISO TC 207 SC3 sichert GEDnet
die bisherigen Arbeiten ab und verstärkt den Einfluss der nationalen Delegierten ihrer
Mitgliedstaaten. Gelingt es, ihre Vorleistungen in der zu schaffenden ISO 14025
umfassend zur Geltung zu bringen, wird GEDnet zu einer zentralen Plattform der
Standardisierung von EPD und damit zur Standardisierung von Produktökobilanzen.
5.2.6 Fazit: Der Grüne Stein der Weisen nimmt Form an
Die Betrachtung der internationalen Normierung und ihrer Trägerorganisationen hat
deutlich gemacht, dass Ökobilanzen zunehmend durch die gesellschaftlichen

Kapitel 5: Phase der Institutionalisierung 167
Anspruchsgruppen und insbesondere durch die Wirtschaft selbst einer
Standardisierung zugeführt werden. Diese Standardisierung erfolgt einerseits im
Rahmen der Normreihe ISO 14040ff im Sinne eines Konsens der generell abstrakten
Vorgehensweise und Anforderungen, sozusagen als Kondensat der theoretischen Ökobilanzforschung.
Eine produktspezifische, konkrete Standardisierung der Ökobilanzierung
erfolgt hingegen über den Zwischenschritt der Definition von
Anforderungen und Prozeduren zur Gestaltung von Umweltkennzeichnungsprogrammen
(ISO (TR) 14025) letztlich im Rahmen international koordinierter,
nationaler EPD Programme. Diese Programme regeln branchenunabhängige Mindestanforderungen
(Prozess, Daten, Indikatoren, etc.) und legen fest, in welchem Prozess
die produktspezifischen Konventionen zur Erstellung vergleichbarer Ökobilanzen
geschaffen werden sollen. Sie sichern Legitimation und Transparenz dieser Prozesse
und validieren deren Resultate.
Diese Standardisierung der produktspezifischen Umsetzung von Ökobilanzen baut auf
den Ergebnissen der angewandten Ökobilanzforschung auf, indem generische Ökoinventare
sowie Wirkungsmodelle, resp. entsprechende Charakterisierungsfaktoren
ausgewählt und in die Spezifikationen aufgenommen werden. Dieser Einbezug erfolgt
selektiv: aus dem gesamten Universum der verfügbaren Daten und Modelle werden
zunächst im Rahmen der nationalen/internationalen guidelines diejenigen ausgewählt,
die von den nationalen Programmen als konsensfähig, wissenschaftlich fundiert und
gesamtgesellschaftlich relevant erachtet werden. Im Rahmen der Spezifikation
einzelner Produktkategorien erfolgt dann nochmals eine Konkretisierung der zu
verwendenden Daten, resp. der auszuweisenden Wirkungskategorien. Auf dieser Stufe
erfolgt auch die zentrale Definition von Funktioneller Einheit und Allokation.
Die von uns analysierten Beispiele von PSRs, resp. EPDs offenbaren, dass dieser
Prozess sehr selektiv auf die Ergebnisse der angewandten Ökobilanzforschung abstellt:
Das Auflösungsvermögen der Sachbilanz ist auf maximal 20 Input- und 20 Output-
Indikatoren beschränkt; Emissionen toxischer Stoffe fehlen weitgehend. Von den
zahlreichen Wirkungskategorien werden die –in der angewandten Ökobilanzforschung
am wenigsten umstrittenen - auf Stufe Umweltveränderungen einbezogen;
Schadensindikatoren finden offenbar noch keine Akzeptanz.
Die Träger dieser zunehmenden Konkretisierung und Standardisierung der Ökobilanzierung
sind zunächst einmal privatwirtschaftliche Organisationen –Wirtschaftsverbände
und multinationale Grossunternehmen - unter Einbezug der Ökobilanzforschungsgemeinschaft
sowie verschiedener Anspruchsgruppen.
Auf einzelstaatlicher Ebene zeigt sich, dass in den aktivsten Ländern die nationalen
Ökobilanz-Zentren sowie die EPD Programme stark durch die Wirtschaftsministerien
oder wiederum Industrieverbände unterstützt werden. Diese Konstellation ist in den
asiatischen Ländern – Japan, Korea, Taiwan – aber auch in Schweden stark ausgeprägt.
In Dänemark, Deutschland und den Niederlanden sind zudem die Umwelt-

168 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
behörden zusammen mit Wirtschaftsverbänden und Universitäten die Träger der
Institutionalisierung. In der Schweiz wiederum besteht eine duale Struktur, indem
Forschung und Behörden eng zusammenarbeiten, jedoch weitgehend losgelöst von
den im ISO-Normierungsprozess aktiven Akteuren der Wirtschaft.
Der Normierungsprozess wird vor allem von Europa und Asien vorangetrieben, wobei
die Niederlanden, Schweden, Deutschland sowie Japan als aktivste Akteure auftreten.
Das japanische Ökobilanz-Netzwerk nimmt bezüglich seiner personellen und
finanziellen Ausstattung, seiner hochgradigen Integration zwischen Forschung,
Normierung und Praxis, seiner institutionellen Verflechtung und Autorität als auch
bezüglich seiner internationalen Vernetzung eindeutig die Führungsrolle ein. Japan
stellt mitunter die umfangreichsten Delegationen an den TC 207 SC5 und TC207 SC5
Sitzungen, hat sowohl GALAC und GEDnet initiiert, die Gründung der UNEP/SETAC
Life Cycle Initiative wesentlich finanziell unterstützt und betreibt zudem intensive
Ausbildungsaktivitäten in anderen asiatischen Ländern. Kein anderes Land kann mehr
Praxisbeispiele zur Anwendung von Ökobilanzmethoden vorweisen und auch bezüglich
EPDs hat Japan die Führungsrolle übernommen.
Abbildung 5.11: Produktökobilanzierung bei NEC
Die Einführung von Produktökobilanzen bei NEC, einem der weltweit grössten Elektronikkonzerne -steht
symbolisch für die rasche und breit abgestützte Umsetzung der Methodik in Japan. Unter Führung des
Wirtschaftsministeriums hat ein nationales Netzwerk aus Bürokratie, Forschung und Wirtschaft innert
kurzer Zeit die globale Führungsrolle bezüglich der praktischen Anwendung der Ökobilanzierung
übernommen. 313
Dieses Netzwerk wird zentral durch das Wirtschaftsministerium METI koordiniert und
alimentiert. Sowohl JEMAI, die Japan LCA Society als auch das National LCA
313
Darstellung aus NEC: Environmental Report 2002, S. 25.

Kapitel 5: Phase der Institutionalisierung 169
Research Center sind dem METI unterstellt. Die involvierten Personen wechseln zudem
zwischen diesen Organisationen und stellen die Delegierten für die internationalen
Gremien. Das Umweltministerium spielt in diesem Netzwerk eindeutig eine untergeordnete
Rolle.
Wir vertreten deshalb die These, dass Japan das erste Land ist, welches eine
Industrie- und Wettbewerbstrategie auf der Basis der Ökobilanz-Methodik betreibt.
Professor Ryoichi Yamamoto, Vorsitzender der parlamentarischen Kommission für
Wirtschaft und Umwelt, hat uns diese These im Rahmen eines Interviews bestätigt.
„Japan is fully committed to become an ecological super power. Concerning LCA
Europe has already fallen behind us“. 314
5.3 Diffusion von Daten und Modellen über Software
Neben dem Entstehen einer anerkannten Forschungsgemeinschaft und der
Standardisierung von Methodik und konkreter Anwendung trägt eine dritte Entwicklung
wesentlich zur Institutionalisierung der Ökobilanzierung bei: der Markt für
entsprechende Software.
Wir haben in Abschnitt 4.4.4 diagnostiziert, dass die im Rahmen der angewandten
Ökobilanzforschung produzierten Datenmengen im Verlaufe der 90er Jahre auf allen
Ebenen –Sachbilanz, Wirkungsanalyse und Gewichtung -enorm zugenommen haben.
Diese Daten werden periodisch überarbeitet, was nicht nur eine Aktualisierung
bestehender Werte bedeutet, sondern noch immer mit substantiellen Veränderungen
an den methodischen Operationen (Systemabgrenzung, Allokationen, etc.) sowie der
Struktur der verwendeten Sach-, Wirkungs- und Gewichtungsindikatoren einhergeht.
Die stetige Veränderung der Datenformate auf allen Ebenen schafft erhebliche Schnittstellenprobleme,
die nur in Koordination der Urheber oder durch zentrale Stellen, nicht
jedoch durch die Anwendenden in der Praxis selbst gelöst werden können.
Wir haben schliesslich festgestellt, dass Ökobilanzierung als Lernprozess ausgestaltet,
ein iteratives Vorgehen und damit auch eine gewisse Flexibilität im Umgang mit Daten
und Modellen erfordert.
Für die Bewältigung dieser Rahmenbedingungen einer praktischen Anwendung der
Methodik bietet sich der Einsatz von Datenbanken und Software an. Durch ihren
Einsatz übernehmen die Anwendenden zahlreiche Konventionen der angewandten
Ökobilanzforschung. Wir betrachten nachfolgend, warum der Einsatz von Software aus
Sicht der Anwendenden attraktiv ist, inwieweit sich ein entsprechender Markt
herausgebildet hat und wie Software zur Standardisierung und Zentralisierung der
Methodik beiträgt.
314
Interview mit Prof. Dr. Ryoichi Yamamoto, Universität Tokyo, 27. Januar 2004.

170 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
5.3.1 Nutzenpotentiale einer softwaregestützten Ökobilanzierung
Mit der Verfügbarkeit einfach zu bedienender Computersysteme auf Basis von MS
DOS, MS Windows oder Apple Macintosh wurden Ende der 80er Jahre meistens
Tabellenkalkulationsprogramme eingesetzt. Diese erlaubten eine übersichtliche
Darstellung und Berechnung von einfachen Ökobilanzen. Über die sich etablierenden
Dateiformate -beispielsweise ASCII-Text oder Excel –konnten Daten ausgetauscht
werden.
Abbildung 5.12: Tabellenkalkulation als Werkzeug zur Ökobilanzierung
Die Darstellung zeigt einen Ausschnitt aus einer Tabelle zur Berechnung einer Betriebsökobilanz nach der
schweizerischen ÖBU-Methodik. 315 Solche Tabellen sind nur für einfache und statische Ökobilanz-
Berechnungen ausreichend, da sie mit zunehmender Komplexität u.a. unübersichtlich und fehleranfällig
werden.
Ökobilanzen auf Basis von Tabellenkalkulationsprogrammen haben sich jedoch als
überaus fehleranfällig erwiesen: nur offensichtliche Fehler aufgrund nicht-plausibel
erscheinender Resultate werden in der Regel erkannt. Systematische Fehlerprüfungen
finden in der Praxis kaum statt. Meistens sind die Berechnungen schlecht dokumentiert
und nicht konsequent - in immer gleicher Weise - umgesetzt. Das führt zu Intransparenz
315
Darstellung aus Siegenthaler, C.: Ökobilanzierung und Öko-Controlling, Gastvorlesung, Wahlprogramm
Umweltmanagement, Universität St. Gallen, 20. November 2002, S. 34.

Kapitel 5: Phase der Institutionalisierung 171
und einer hohen Personenabhängigkeit der entsprechenden Tabellen. Zudem sind
diese Lösungen aufgrund ihrer statischen Natur für eine iterative, lernorientierte
Anwendung der Methodik nur bedingt geeignet: Verändern sich die zu beantwortenden
Fragen, müssen häufig neue Berechnungen abgebildet werden. Dies hat zur Folge,
dass einmal programmierte Strukturen angesichts des Aufwands fundamentaler
Eingriffe häufig einfach so belassen werden, wie sie sind. Mit anderen Worten:
Tabellenkalkulationen behindern tendenziell den Lernprozess.
Mit steigendem Datenaufkommen, ständigen Veränderungen in der Methodik sowie der
zunehmenden Detaillierung der einzelnen Operationen nehmen Wartungsaufwand,
Fehleranfälligkeit und der Anreiz sich auf das Bestehende zu beschränken, stetig zu.
Einmal erstellte Tabellen werden deshalb häufig nicht angepasst und führen damit
dazu, dass allenfalls auf der Basis veralteter Daten weiter gearbeitet wird oder dass das
Instrument mit der Zeit gar aufgegeben wird. Die Kosten einer kontinuierlichen Pflege
solcher Tabellen übersteigen nach wenigen Jahren die Kosten kommerzieller Lösungen
– und dies bei geringer Investitionssicherheit infolge hoher Personenabhängigkeit. 316
Die kommerziellen, spezifisch für die Erstellung und Verwaltung von Ökobilanzen
entwickelten Softwarelösungen versprechen vor diesem Hintergrund einen hohen
Nutzen: sie reduzieren den Aufwand der Datenerfassung und Modellierung, werden
zentral auf Fehler geprüft, im Idealfall stetig erneuert und bieten eine spezifisch auf die
Operationen der Ökobilanzierung ausgerichtete Funktionalität. Diese Funktionalität
unterstützt die Modellierung der zu betrachtenden Systeme –häufig mittels grafischer
Oberflächen, die Umrechnung verfügbarer Daten (beispielsweise von Konzentrationswerten
aus Messprotokollen in Mengenflüsse oder in einheitliche Grössen) und erlaubt
eine systematische und nachvollziehbare Dokumentation der verwendeten Ökoinventare
sowie relevanter Zusatzinformationen (Datenqualität, Kommentare zu
einzelnen erfassten Werten, etc.). Die meisten Programme bieten diverse Methoden zu
Auswertung, die einfach auf Knopfdruck ausgetauscht werden können (beispielsweise
verschiedene Gewichtungsmethoden) und fördern damit eine iterative, von einer
spezifischen Methodik unabhängige Identifikation der gewichtigsten Umweltbelastungen,
resp. deuten auf Widersprüche hin. Solche Funktionen lenken die
Aufmerksamkeit auf das Wesentliche und unterstützen ein gezieltes Navigieren durch
Resultate und Datengrundlagen. Damit kann der Lernprozess der Anwendenden
gefördert und auf wesentliche Aspekte konzentriert werden. Diverse Auswertungsmöglichkeiten
sowie vorgefertigte Berichtsvorlagen mit Tabellen und/oder Diagrammen
erleichtern zudem die Aufbereitung der Resultate sowie deren Export in
Textverarbeitungs- oder Präsentationssoftware.
316
Siegenthaler, C., Linder, S., Pagliari, F.: LCA Software Guide 1997. Schriftenreihe der ÖBU, Adliswil,
1997, S. 4.

172 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Abbildung 5.13: Nutzenpotentiale von Standardsoftware zur Ökobilanzierung
Durch den Einsatz kommerzieller Standard-Software können die verschiedenen Kostenfaktoren der
Erstellung und Pflege von Ökobilanzdatenbeständen erheblich gesenkt werden. Dabei sind insbesondere
die qualitätssichernden sowie die lernbezogenen Potentiale von Bedeutung. Software kann Methoden
interaktiv vermitteln und die Anwendenden kontinuierlich über den aktuellen Stand der Forschung
orientieren. 317
Kommerzielle Ökobilanz-Software erlaubt erfahrungsgemäss eine rasche Einarbeitung,
da die Hersteller die entsprechende Ausbildung anbieten, resp. über Lehrmittel und
Schritt-für-Schritt-Beispiele verfügbar machen. Sie bindet darüber hinaus die Nutzenden
in ein Netzwerk von Spezialisten ein: Neben reiner technischer Unterstützung stellen
die Anbieter häufig Beratungsleistungen bezüglich Datenerhebung, Modellierung und
Interpretation der Ergebnisse zur Verfügung.
Die Softwareanbieter selbst müssen stetig mit der Entwicklung der Methodik Schritt
halten, ihre Datenformate anpassen und die Datenbestände aktuell halten. Dazu stehen
sie meistens in engem Kontakt zu den Forschenden. Sie bilden eine wichtige Schnittstelle
zwischen angewandter Ökobilanzforschung und der praktischen Ökobilanzierung.
Im Rhythmus der Aktualisierung der Programme werden die Anwendenden stetig über
Neuerungen bezüglich Datenverfügbarkeit und Methodik orientiert. Die
Nutzenpotentiale des Einsatzes kommerzieller Software sind also aus Sicht der
Anwendenden vielfältig und erheblich.
5.3.2 Entstehung eines Marktes für Ökobilanz-Programme
Solange die verfügbaren Daten und die verwendeten Indikatorenlisten noch überschaubar
und mittels Taschenrechner, resp. Tabellenkalkulation zu bewältigen waren,
blieb der Einsatz spezifisch zur Ökobilanzierung entwickelter Informatiklösungen auf
317
Darstellung aus Siegenthaler, 2002, S. 32.

Kapitel 5: Phase der Institutionalisierung 173
grosse Forschungsprojekte zur Erhebung von Standard-Ökoinventaren beschränkt. Im
Rahmen dieser Projekte wurden jeweils hauseigene Datenbanken programmiert, um
die grossen Datenmengen zu erfassen, aber auch um die Berechnungen von
Allokationen und Rekursionen (Recycling-Schlaufen) zu automatisieren. Die Ergebnisse
wurden zunächst nur in Buchform publiziert, aus denen die Anwendenden die
relevanten Daten ablesen und in ihre Berechnungen übernehmen konnten. Die
Mehrheit dieser Werkzeuge wurde später direkt durch die Forschungsinstitute oder im
Rahmen von spin-off Unternehmen als kommerzielle Produkte auf dem Markt
angeboten. Den Markt eröffnet haben hingegen kleine, auf Ökobilanzen spezialisierte
Beratungsunternehmen, resp. private Forschungsinstitute. Auch sie haben zumeist
infolge des internene Bedarfs entsprechende Entwickungen vorangetrieben und ihre
hauseigenen Lösungen später zu Standard-Software weiterentwickelt. Traditionelle
Softwareunternehmen haben bislang nur vereinzelt (Siemens Nixdorf, DEBIS) versucht
in diesen Markt einzusteigen und haben dazu Programme von Forschungsinstituten
übernommen. Sie sind aber angesichts der geringen Volumina rasch wieder ausgeschieden.
Der Markt wird nach wie vor durch kleine spezialisierte Beratungs- und Forschungsinstitutionen
bedient. Seine Entwicklung ist gut dokumentiert: Zahlreiche Studien
versuchten das gegen Mitte der 90er Jahre rasch zunehmende Angebot und die Vielfalt
an Produkten in Übersichten zusammenzufassen, um so den potentiellen
Anwendenden eine Hilfesstellung für die Auswahl geeigneter Werkzeug zu bieten. 318
Vorläufer-Programme stellen GEMIS (1989, heute betreut durch das Ökoinstitut
Freiburg) sowie The Boustead Model (1990, Boustead Consulting) dar: diese
Programme sind ursprünglich für Energy Analysis also die Ermittlung des kumulierten
Energieaufwandes entwickelt worden, resp. beschränkten ihre Datenbanken auf den
Indikator Energie. In späteren Versionen gingen die Autoren dann dazu über, auch
Input- und Output-Indikatoren aufzunehmen und nahmen Charakterisierungsfaktoren
für die Analyse von Wirkungskategorien auf. Die erste Produkt-Ökobilanz-Software im
eigentlichen Sinne erschien 1990 mit SimaPro von Pré Consultants. Diese Software ist
heute weltweit das wohl bekannteste Werkzeug und mit über 800 Lizenzen führt es die
Rangliste der kommerziell abgesetzten Lizenzen an.
318
Hemming, C.: Directory of Life Cycle Inventory Data Sources, SPOLD, 1995, Siegenthaler, C.,
Noppeney, C., Pagliari, F.: Ökobilanz-Software 1995 – Eine Übersicht der derzeit erhältlichen
Programme zur Erstellung von Betriebs- und Produktökobilanzen, ÖBU, Adliswil, 1995, Rice, G,: A
review of commercial LCA Software, with specific emphasis on European industrial application,
Universits of Surrey, 1996, Menke, D., et.al.: Evaluation of Life Cycle Assessment Tools, Environment
Canada, Ottawa, 1996, Siegenthaler et.al., 1997, Gruppe angepasste Technologien Grat:
Ecodesign/Cleaner Production, Software-Recherche und Leistungstest, Schriftenreihe des
Bundesministerium für Umwelt, Jugend und Familie BMUJF, Nr. 15/1998, Wien, 1998, Jönbrink, A.K.,
Wolf-Wats, M. Erixon, P. Olsson, Wallén, N.: LCA Software Survey, Industrial Research Institute in
Sweden, IVF Research Publication 824, 2000.

174 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Chronologie des Markteintritts von Ökobilanzsoftware
(total 51 Programme)
9
8
8 8
Anzahl neu erschienene Programme
7
6
5
4
3
2
3
4
2
4
5
4
3
2 2
3
2
1
1
0
1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002
Abbildung 5.14: Entstehung des Marktes für Ökobilanz-Software
Die Darstellung zeigt, die Anzahl der jährlich neu auf den Markt kommenden Programme zur Erstellung
von Produkt- und Betriebsökobilanzen. 319 Die Statistik erfasst nur Programme, zu denen entsprechende
Informationen zum Erscheinungsjahr öffentlich zugänglich sind, resp. die von den einschlägigen Marktstudien
entsprechend erfasst wurden. Entsprechend dürften die Zahlen für 2000 –2002 eher zu gering
ausgefallen sein, da allenfalls weitere lancierte Werkzeuge noch nicht erfasst wurden.
Die meisten Programme der ersten Generation waren auf Ökobilanzen von
Verpackungen ausgerichtet, so auch der Pionier in der Schweiz: Oekobase der
MIGROS war für interne Zwecke und im Zusammenhang mit den bekannten
BUWAL/EMPA-Daten für Verpackungen (BUS 24, 1984; BUWAL 132, 1990) entwickelt
und später auch erfolgreich Dritten angeboten worden. Nach anfänglich beachtlichem
Absatz (rund 100 Lizenzen) wurde die Entwicklung Ende der 90er eingestellt. Ab Mitte
der 90er Jahre wurden die spezifisch mit bestimmten Datenbanken und Methoden
verbundenen, statischen Programme zunehmend durch universell einsetzbare, flexibel
erweiterbare und an der generischen Methodik von ISO 14040 orientierte Software
abgelöst.
Ein Vorläufer der unternehmungsbezogenen Werkzeuge erschien 1990 mit PIUSoecos,
das eine Erfassung von Inputs und Outputs erlaubte, jedoch keine Wirkungsanalyse
oder Gewichtung vorsah und auch keine Lebenszyklusdaten (Inventare) enthielt. Das
weltweit erste Werkzeug mit entsprechender Funktionalität wurde im Umfeld einer
Arbeitsgruppe der Schweizerischen Vereinigung für Ökologisch bewusste Unternehmungsführung
ÖBU durch Studierende der Universität St. Gallen entwickelt und
319
Eigene Darstellung anhand der Angaben aus Siegenthaler et.al., 1997, S. 8sowie aktualisiert anhand
der Daten aus Jönbrink et.al., 2000 sowie aus Siegenthaler, C., Braunschweig, A., Oetterli, C.: LCA
Software Guide 2005, ÖBU, Zürich, 2005.

Kapitel 5: Phase der Institutionalisierung 175
1994 als REGIS für Windows auf den Markt gebracht. 320 Esfindet heute als einzige
Schweizer Ökobilanz-Software international Anwendung.
Herkunft der Programme
(total 52 Programme)
Finnland
1
1
Österreich
2
3
Frankreich
1
3
United Kingdom
2
4
USA
3
5
Schweden
1
5
Niederlanden
3
5
Japan
2
6
Schweiz
7
7
Deutschland
0 2 4 6 8 10 12
9
13
2004 1997
Abbildung 5.15: Herkunft von Ökobilanz-Software
Die Darstellung zeigt die Herkunft von 52, im Verlaufe der 90er Jahre kommerziell angebotenen
Programmen. Der Vergleich mit den Ergebnissen des LCA Software Guide 1997 offenbart, aus welchen
Ländern seither neue Anbieter in den Markt eingetreten sind. 321
Eine Aufschlüsselung der lancierten Programme nach Ursprungsland ist für unsere
Standortbestimmung ebenfalls aufschlussreich: Sie kann zeigen, wo ein hohes Niveau
an Aktivitäten bestand, sodass einerseits zahlreiche Projekte zur Entwicklung von
Software führten, resp. wo die Entwickler zur Überzeugung gelangten, dass ein Markt
für ihre Programme und somit ein Bedürfnis nach Ökobilanzen bestand: hier wird
deutlich, dass insbesondere in der Pionierphase bis Mitte der 90er Jahre Deutschland
und die Schweiz führend waren. Allerdings zeigt sich auch, dass seit 1997 andere
Länder deutlich zugelegt haben, während in der Schweiz keine neuen Programme mehr
auf den Markt gebracht wurden. Neben Deutschland verzeichnen in den letzten Jahren
320
Kytzia, S., Siegenthaler, C.: Die schweizerische Methodik „Ökobilanzen für Unternehmungen“ und ihre
Anwendung mit REGIS für Windows, in: Informatik für den Umweltschutz, Metropolis Verlag, 1994, S.
89 – 100.
321
Eigene Darstellung anhand der Angaben in Jönbrink et.al., 2000, Siegenthaler et.al., 2005 ergänzt
durch eigene Recherchen.

176 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Japan und Schweden die meisten Neuentwicklungen. Allerdings ist für Software-Märkte
typisch, dass sich mittel- bis langfristig nur wenige Produkte gleichwertiger
Funktionalität -das heisst im selben Segment -durchsetzen können. Dies ist bei Ökobilanz-Software
nicht anders: zwar sind einige der Pioniere weiterhin präsent, eine
grosse Anzahl Werkzeuge wurde aber bereits wieder aufgegeben.
Der Markt zeigt eine duale Struktur, indem einige Anbieter regional oder sektoriell über
eine starke Position verfügen, die es ihnen erlaubt, die ständige Aktualisierung von
Daten und Programm zu gewährleisten. Anderseits gibt es einen globalen Markt für
universell einsetzbare Programme, auf dem sich nur wenige kommerzielle Anbieter
durchsetzen können: SimaPro (NL), Umberto (D), LCAit (S), GaBi (D) und TEAM (F).
Die meisten Programme sind in englischer Sprache erhältlich; einige wenige sind in
diversen Sprachen, wobei neben Englisch vor allem Japanisch, Schwedisch und
Deutsch dominieren. Es gibt vereinzelt auch spanische, italienische, niederländische
und dänische Versionen, resp. Programme.
Während das Angebot an Software gut dokumentiert ist, liegen bislang keine Angaben
zur Nachfrageseite vor. Es ist also unbekannt, durch wen und wo die Programme
beschafft werden. Neben Unternehmen dürften zahlreiche Universitäten und
Forschungseinrichtungen zu den Anwendenden gehören.
Hingegen sind einige Anhaltspunkte über den gesamthaften Absatz verfügbar. Zwar
machen nicht alle Anbieter entsprechende Angaben, aber immerhin zeigt eine
Zusammenstellung der verfügbaren Absatzzahlen aus vier verschiedenen Studien, dass
die Gesamtzahl der im Markt befindlichen Lizenzen weiterhin deutlich zunimmt. Dabei
gilt es zu berücksichtigen, dass die Zahlen für das jeweilige Jahr den Angaben der
Anbieter zu ihren abgesetzten Lizenzen entspricht; einige Anbieter schliessen hierin
jedoch die Lizenzen veralteteter Versionen nicht mehr ein. Der tatsächliche kumulierte
Absatz dürfte also höher liegen. Die Abschätzung der aktuellen Lizenzbestände ist
dennoch geeignet, nachzuweisen, dass die Verbreitung von Ökobilanzen weiterhin
stetig zunimmt.

Kapitel 5: Phase der Institutionalisierung 177
Abbildung 5.16: Entwicklung der Anzahl Lizenzen kostenpflichtiger Programme
Die verfügbaren Angaben aus verschiedenen Studien zeigen ein stetiges Wachstum des Bestandes an
abgesetzten Lizenzen kostenpflichtiger Programme. Zu beachten ist, dass einige Hersteller keine
Angaben veröffentlichen –insbesondere betrifft dies Anbieter japanischer Programme –Hitachi, NEC,
Toshiba. Auch sind keine Zahlen zu den durch staatliche Institutionen vertriebenen Programmen in
Taiwan und Korea erhältlich. Nicht aufgenommen wurden hingegen die im Umlauf befindlichen Lizenzen
kostenlos erhältlicher Software, da uns keine Angaben zu früheren Jahren vorliegen und unklar ist, ob die
Programme in Gebrauch sind. Je nach Programm sind die entsprechenden Volumen gemäss Herstellerangaben
dennoch beachtlich: beispielsweise GEMIS 1'000, TRACI 7'000, EIO-LCA 150'000. Als Hinweis
auf die Verbreitung der Ökobilanzierung erachten wir jedoch die Anzahl kostenpflichtiger Lizenzen als
verlässlicheren Indikator. Bei einem durchschnittlichen Kaufpreis in der Höhe von rund 5'000 CHF ist
davon auszugehen, dass sie nur beschafft werden, wenn konkrete Projekte ausgeführt werden. 322
5.3.3 Funktionalität, Datenformate und Standard-Methoden
Die angebotenen Programme prägen die Anwendung von Ökobilanzen durch die
Ausgestaltung ihrer Funktionalität, der Datenformate sowie mittels bereits enthaltener
Daten zur Sachbilanzierung, Wirkungsanalyse und Gewichtung.
Grundsätzlich ist auf dem Markt ein breites Spektrum an methodischer Funktionalität
anzutreffen: Einfache Programme, die Anwendenden nur ein Minimum an
Dateneingabe erlauben und ihnen alle methodischen Entscheidungen –insbesondere
zu Allokation, Systemabgrenzung, Wirkungsanalyse, Gewichtung, etc. abnehmen. Man
wählt in einem solchen Falle die verwendeten Materialen und Prozesse aus einer
Datenbank, gibt dazu jeweils noch die entsprechende Menge an und erhält dann das
Resultat – beispielsweise in Eco-indicator-Punkten.
322
Eigene Darstellung anhand der Angaben in Siegenthaler et.al., 1995, Siegenthaler et.al., 1997,
Jönbrink et.al., 2000, Siegenthaler, C., Braunschweig, A., Oetterli, G. : The LCA Software Guide 2004 –
Poster Presentation, 6 th Int. Conference on EcoBalance, Tsukuba, 2004, Siegenthaler et.al., 2005.

178 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Abbildung 5.17: Einfache grafische Modellierung mit Ecoscan
Die Darstellung zeigt eine grafische Oberfläche zur Modellierung eines Produktes. Nach Erfassung der
Materialien aller relevanten Bestandteile sowie der Auswahl der entsprechenden Entsorgungswege wird
das Ergebnisse direkt in Eco-indicator-Punkten ausgegeben. Eine Sachbilanz wird nicht berechnet. 323
Solche Programme waren insbesondere in der Pionierphase des Marktes und speziell
für Verpackungsökobilanzen weit verbreitet. Ein heute noch relativ verbreitetes Beispiel
ist das niederländische Ecoscan von TNO, welches auf Produktentwickler abzielt. Mit
einem solchen Programm dauern Einarbeitung und Erstellung einer Ökobilanz nur
wenige Stunden. Allerdings ist der Aussagewert der Resultate auch sehr eingeschränkt,
da nicht ersichtlich ist, welche Stoffflüsse zu den gewichteten Resultaten führen und
weder Sensitivitätsanalysen noch Methodenvergleiche zur kritischen Prüfung der
Validität des Resultats angestellt werden können. Diese Programme bieten Laien den
Grünen Stein der Weisen sozusagen per Knopfdruck.
Am anderen Ende des Spektrums stehen Programme, die eine weitgehend
parametrisierbare Ökobilanzierung unterstützen. Das heisst das Systemgrenzen variiert,
Allokationen selbst gesetzt und durchgängig mathematisch formulierte Modellierungen
des zu untersuchenden Systems inklusive Rekursionen und nicht-linearer Algebra
323
Screenshot aus EcoScan 3.0.

Kapitel 5: Phase der Institutionalisierung 179
(Schwellenwerte, if-then-Funktionen, etc.) vorgenommen werden können. schliesslich
können eigene Charaktierisierungs- oder Gewichtungsfaktoren hinterlegt werden und
die Software erlaubt das Durchspielen von Szenarien, Sensitivitäts- und
Unsicherheitsanalysen, etc. Die Ausgabe der Daten kann über standardisierte
Schnittstellen oder über konfigurierbare Berichtseditoren erfolgen und zudem ist eine
eigenständige Programmierung durch die Anwendenden möglich -zur Einbindung in
eine bestehende Informatikstruktur oder zur selbständigen Erweiterung der
Funktionalität. Ein Program dieser Kategorie stellt beispielsweise Umberto von ifu und
ifeu aus Deutschland dar. Entsprechend komplex ist seine Bedienung und
entsprechend aufwendig die Einarbeitung, resp. Modellierung.
Abbildung 5.18: Mathematische Modellierung und Visualisierung von Stoffflüssen
Beispiel einer weitgehend parametrisierbaren Modellierung von Stoffflüssen, indem für jeden Prozess alle
Inputs und Outputs individuell und mittels diverser, auch nicht-linearer Funktionen verknüpft werden
können. Die Prozesse können beliebig zu Systemgrenzen zusammengefasst und summiert werden. Die
Stoffflüsse werden in diesem Beispiel mittels Sankey-Diagramm visualisiert. 324
Zwischen diesen Extremvarianten liegen die meisten Programme -tendenziel eher in
Richtung Einfachheit. Die meisten erlauben mittlerweile die selbständige Erweiterung
der Datenbankinhalte – sprich das Einpflegen oder Verändern von Inventaren,
Indikatorstrukturen, Charakterisierungs- oder Gewichtungsfaktoren sowie eine grafische
Modellierung der Prozesse, resp. Materialien. In der Regel werden die
Datenbankinhalte aber einfach linear skaliert, dass heisst alle Berechnungen skalieren
den Durchschnitt aus der Datenbank – damit werden lineare Emissionsfunktionen
unterstellt. Auch die in den Programmen häufig enthaltenen Charakterisierungs- und
324
Screenshot aus Umberto 1.4.

180 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Gewichtungsfaktoren werden linear skaliert, da bislang keines der Programme die
Wirkungsmodellierung einschliesst, sondern aus der angewandten Ökobilanzforschung
nur die Ergebnisse in Form von statischen Faktoren übernommen werden.
Neben der Funktionalität bestimmen die enthaltenen Daten wesentlich das Resultat der
Ergebnisse: Werden vorwiegend Standard-Ökoinventare verwendet, so werden in der
Regel die dort zugrundeliegenden zeitlichen wie geografischen Systemabgrenzungen,
Allokationen und insbesondere Stoffindikatoren übernommen. Die meisten Programme
bieten heute umfangreiche Datenbanken mit Inventaren zu hunderten bis mehreren
tausend Materialien, Produkten und Prozessen an. Dabei dominieren die Resultate
bekannter Forschungsprojekte wie etwa die BUWAL, resp. Ecoinvent-Studien. Häufig
fügen die Softwareanbieter aber auch eigene Daten aus ihren Projekten bei.
Abbildung 5.19: Umfang mitgelieferter Standard-Inventar-Datenbanken.
Von den im LCA Software Guide 2005 erfassten 27 Programmen werden 23 mit Datenbeständen zu Ökoinventaren
ausgeliefert. Als Datenquelle nehmen davon 12 Bezug auf die BUWAL-, resp. 10 auf die erst
vor kurzem erschienene Ecoinvent 2000 Studie. Damit kommen Ökoinventaren aus der Schweiz im
internationalen Markt für Ökobilanz-Software eine starke Stellung zu. Bei den 1997 vom LCA Software
Guide erfassten Programmen wurden noch 38% ohne Daten und nur rund 20% der Programme mit
Beständen in der Grössenordnung von 1'000 Datensätzen angeboten. 325
Ebenfalls prägend und eng mit den implementierten Standard-Ökoinventaren verknüpft
ist die Frage des Auflösungsvermögens der Sachbilanz. Welche und wie viele Input-,
resp. Output-Indikatoren in die Ökobilanzierung einfliessen, ob konsistent mit Summenparametern
umgegangen wird, etc. wird meistens durch das Datenformat dieser Datenbanken
bestimmt. Einen Hinweis auf den diesbezüglichen Standardisierungsgrad
325
Eigene Darstellung anhand der Angaben in Siegenthaler et.al., 2005.

Kapitel 5: Phase der Institutionalisierung 181
geben einerseits die enthaltenen Standard-Ökoinventare sowie die implementierten
Import- und Export-Schnittstellen der Programme.
Werden hingegen keine oder nur eigene Daten des Herstellers und lediglich Excel oder
ASCII-Text Ausgabe oder Import angeboten, sind die Daten in einer proprietären
Struktur organisiert. Ein Austausch mit anderen Programmen ist dann aufwendig, denn
jeder Indikator muss bezüglich Kompatibilität von Hand geprüft werden. Die
Kompatibilität mit allenfalls anzuwendenden Wirkungsindikatoren oder Gewichtungsmethoden
ist dann meistens nicht gewährleistet.
Die Verbreitung von Standard-Ökobilanz-Datenformaten ist ein guter Indikator für den
Institutionalisierungsgrad der Branche: waren 1997 noch keine Ökobilanz-Standard-
Schnittstellen vorhanden weisen eine wachsende Zahl der Programme zumindest für
den Datenimport solche Formate wie SPOLD, SPINE oder ECOSPOLD aus.
Wie bereits angesprochen, geht das SPOLD-Format auf die Society for the Promotion
of Life Cycle Assessment zurück. Diese hat ab 1995 das SPOLD-Format entwickelt 326
und dazu mehrere Aktualisierungen veröffentlicht 327 bis 2001 die Aktivitäten eingestellt
wurden. Bis dahin hatten sich einige wenige Hersteller zwar auf das Format bezogen,
das heisst ihre Datenbankstrukturen ähnlich, aber nicht wirklich kompatibel
ausgestaltet. 328 Auf der Basis von SPOLD baut das ECOSPOLD-Format des Swiss
Centre for Life Cycle Inventories auf. Das Format wurde im Rahmen der Aktualisierung
und Harmonisierung der Ökoinventare verschiedener ETH-Institutionen entwickelt und
dient dem Vertrieb der Ecoinvent 2000 Datenbank. 329 Anbieter die das Format
implementieren erhalten erhebliche finanzielle Anreize, sprich Rabatte auf den
Ecoinvent 2000-Lizenzen. Innert kurzer Zeit hat ECOSPOLD Eingang in diverse und
insbesondere die marktbeherrschenden Programme gefunden.
Ein anderer Ansatz liegt dem SPINE-Format zugrunde, welches seit 1995 durch das
Swedish Product Information Network for the Environment – einem Verbund des
Swedish Environmental Research Institute und Chalmers University of Technology
entwickelt wird. 330 Während SPOLD ein deskriptives Verfahren im Sinne eines Konsens
zwischen verschiedenen proprietären Formaten darstellt und deshalb nicht
informationstechnisch konsistent ist, wurde SPINE unabhängig davon als relationale
Datenbankstruktur mit rigiden Vorgaben so gestaltet, dass die Konsistenz der
Modellierung im Vordergrund steht. Die neuste Version SIRII SPINE 331 dient
insbesondere dem Datenaustausch zwischen verschiedenen schwedischen
326
Siehe Singhofen, A., Introduction into aCommon Format for Life-Cycle Inventory Data, Status Report,
SPOLD, Brussels, 1996.
327
Siehe Weidema, 1999.
328
Siehe Guinée, 2002, S. 487-490.
329
Frischknecht, R.: Ecoinvent 2000 – Datenaustauschformat, Spezifikation, Version 2.2., 2000. S. 1.
330
Steen, B., et.al.: SPINE –ARelational Database Structure for Life Cycle Assessments, Chalmers
Industrieteknik, Swedish Environmental Research Insitute, Gothenburg, 1995.
331
Erlandsson, A., Carlsson, A.S.: SIRII SPINE –Documented and Quality Reviewed Environmental Data,
IVL Rapport B 1455-E, Stockholm, 2002.

182 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Forschungsinstituten und erlaubt Dritten das Einpflegen von Inventar-Daten in eine
zentrale Datenbank.
Abbildung 5.20: Inkompatibilität von Ökoinventar-Datenformaten
Die Darstellung zeigt einen Ausschnitt aus den beiden derzeit bedeutendsten Standard-Datenformaten
SIRII SPINE und ECOSPOLD. Zwar bilden beide Formate weitgehend dieselben Inhalte ab. Die Struktur
ist dennoch so unterschiedlich, dass Daten nicht ohne wesentliche Informations-, resp. Qualitätsverluste
ausgetauscht werden könnten. Dies obwohl sich beide Standards an ISO TS 14048 orientieren. 332
Neben diesen -bereits in Software implementierten -Datenformaten läuft derzeit ein
europäisches Verbundprojekt unter dem Titel CASCADE – Co-Operation and
Standards for Life Cycle Assessment Data in Europe. Das Projekt zielt darauf ab,
Ökobilanzdaten so zu standardisieren, dass sie im Rahmen gängiger industrielller
Informationssysteme (beispielsweise für Computer Aided Design CAD oder Product
Data Management PDM) einfacher integriert werden können. An dem Projekt sind auch
drei der führenden Softwareanbieter beteiligt. 333
Diese verschiedenen Initiativen zur Standardisierung der Dokumentation und des
Austausches von Ökobilanz-Daten machen die zunehmende Institutionalisierung der
Sachbilanz-Modellierung deutlich. Mit der - auf Vorschlag Schwedens 1995 -
begonnenen Harmonisierung von Formaten im Rahmen der ISO ist mit der Verab-
332
Darstellung aus Hischier, R., Kumlin, A.S.: How Compatible are the Swiss ECOSPOLD and the
Swedish SIRII SPINE Formats for Data Documentation and Exchange, Präsentation, International
Workshop on Quality of LCI Data, Forschungszentrum Karlsruhe, 21.Oktober 2003, S. 14.
333
Carlson, R., et.al.: CASCADE – Standards for Modelling LCA Data, Präsentation, International
Workshop on Quality of LCI Data, Forschungszentrum Karlsruhe, 21.Oktober 2003, S.4.

Kapitel 5: Phase der Institutionalisierung 183
schiedung des bereits erwähnten ISO TS 14048 im Jahre 2002 ein erster Meilenstein
erreicht worden. 334 Eine Software –WWW.LCA.Workshop aus Schweden –setzt diese
Spezifikation nach eigenen Angaben bereits um. Angesichts der geplanten Weiterentwicklung
zu einem ISO International Standard ist hier mit einer baldigen
Harmonisierung zumindest unter den führenden europäischen Datenlieferanten –sprich
nationalen Ökobilanz-Zentren – sowie den wichtigsten internationalen Software-
Anbietern zu rechnen. Theoretisch wären damit die Voraussetzung zur Zertifizierung
von Datenbankstrukturen und damit auch Programmen gegeben.
Abbildung 5.21: Zunehmende Standardisierung der Datenformate
Für die Ausgestaltung des Auflösungsvermögens von Sachbilanz sowie deren konsistente Abbildung sind
Datenformate von zentraler Bedeutung. Sie ermöglichen zudem den problemlosen Austausch von Daten
zwischen den verschiedenen Programmen. Die Hersteller beginnen seit wenigen Jahren die Spezifikationen
von SPOLD, SPINE und neustens ECOSPOLD zu übernehmen. 335
Somit ist absehbar, dass innerhalb der nächsten 5Jahre mit vorliegen je eines ISO
International Standard für die Daten als auch für die EPDs eine weitgehende
Standardisierung sowohl der Anwendung als auch der Datenformate von Ökobilanzen
Realität wird.
Weit weniger Querbezüge zwischen der internationalen Normierung und der
Institutionalisierung der Methodik durch Software bestehen bezüglich der Anwendung
von Standard-Methoden zur Wirkungsanalyse und Gewichtung. Wie wir anhand der
334
Siehe Carlson, R, Palsson, A.C.: First examples of practical application of ISO TS 14048 Data
documentation format, Chalmers University of Technology, Göteburg, 2001.
335
Darstellung aus Siegenthaler et.al., 2004.

184 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Entwicklungen zur Standardisierung von EPDs festgestellt haben, fordern die
bisherigen nationalen Gremien nur einzelne der wissenschaftlich thematisierten und in
Form von Standard-Charakterisierungsfaktoren zur Verfügung stehenden knapp 20
Wirkungskategorien (insbesondere: Treibhauspotential, Ozonabbaupotential,
Versauerungspotential und vereinzelt Überdüngungspotential oder
Photooxidationspotential).
Abbildung 5.22: Methoden zur Wirkungsanalyse & Gewichtung in Software
Die Darstellung zeig auf, in wie vielen Programmen Charakterisierungs-, resp. Gewichtungsfaktoren
enthalten sind. Dabei ist zu beachten, dass 1997/1995 ausschliesslich CML Wirkungskategorien abgefragt
wurden. In der Umfrage 2004 geben die Hersteller verschiedene Datenquellen an. Während 3Programme
von 27 über keine Daten zur Wirkungsanalyse verfügen, implementierten 5lediglich vereinzelte Wirkungskategorien
(1-3), 8die gebräuchlichsten (4-9) und 11 Programme 10 oder mehr Wirkungskategorien. Von
den Gewichtungsmethoden sind Eco-indicator sowie die Ökologische Knappheit traditionell und nach wie
vor weit verbreitet. In jüngster Zeit fand auch das schwedische EPS System zunehmend Eingang in die
Datenbanken der Software-Hersteller. 336
Bezüglich Gewichtung gilt gar, dass ISO 14040 eine Publikation der Ergebnisse -
beispielsweise im Rahmen von EPDs kategorisch ausschliesst. Hier erweist sich die
Diffusion von Software als der zentrale Treiber der Institutionalisierung: mehrere
Gewichtungsmethoden sind heute in den meistverkauften Ökobilanz-Programmen
standardmässig implementiert. Damit verfügt die grosse Mehrheit der Anwendenden
über die Möglichkeit, ohne grossen Zusatzaufwand ihre Sachbilanz mittels dieser
Modelle zu gewichten. Obwohl eine korrekte Interpretation der Ergebnisse nur mit
fundierten Kenntnissen der einzelnen Methoden, ihrer Annahmen und Geltungsbereiche
möglich wäre, zeigt die Erfahrung, dass viele Anwendende -insbesondere in
336
Darstellung aus Siegenthaler et.al., 2004.

Kapitel 5: Phase der Institutionalisierung 185
den Unternehmen – die Ergebnisse ohne kritisches Hinterfragen übernehmen und
akzeptieren.
Die auf diesem Wege am meisten verbreiteten Methode ist mittlerweile der aus den
Niederlanden stammende Eco-indicator99 337 –eine Methodik, die unter Leitung des mit
SimaPro führenden Softwareanbieters entwickelt wurde: 13 von 24 aktuellen
Programmen enthalten die entsprechenden Gewichtungsfaktoren. An Verbreitung
gewonnen hat zudem die schwedische EPS 338 Methodik, während die aus der Schweiz
stammende Methodik der Ökologischen Knappheit 339 stagniert. Angesichts des
Umstands, dass sich deren Gewichtungsfaktoren auf die schweizerische
Umweltsituation und Gesetzgebung beziehen, ist diese Präsenz durchaus noch
beachtlich und ein Hinweis auf unkritische Anwendung von Methoden ohne Bezug zum
effektiven Geltungsbereich. Ebenfalls bemerkenswert ist diesbezüglich, dass auch im
Jahre 2004 noch ein zwei Programme die von den Urhebern selbst schon vor mehr als
10 Jahren aufgegebene Methodik der Kritischen Volumina 340 von 1990 enthalten.
Es wird im Rahmen unserer empirischen Standortbestimmung in Kapitel 6von zentraler
Bedeutung sein, zu ermitteln, inwiefern diese Methoden durch Software nicht nur zur
Verfügung stehen, sondern auch effektiv genutzt werden. Wie sich dort zeigt, wird der
dargebotene Grüne Stein der Weisen durchaus auch ergriffen.
5.3.4 Fazit: Software ist ein zentraler Treiber der Institutionalisierung
Software erweist sich einerseits als ein wichtiger Kanal der angewandten Ökobilanzforschung
zur Standardisierung der Anwendung von Ökobilanzen über Datenformate
und Standard-Ökoinventare. Die Softwarehersteller selbst beeinflussen jedoch darüber
hinaus durch die zur Verfügung gestellte Funktionalität, wie Ökobilanzierung in der
Praxis konkret angewandt wird. Die vielfältigen Nutzenpotentiale eines Softwareeinsatzes
haben dazu geführt, dass im Verlaufe der 90er Jahre synchron zur
Differenzierung der Methodik eine Vielzahl von Programmen entwickelt und –dies trifft
zumindest für die meistverkauften zu -stets der aktuellen generischen Methodik sowie
der Datenverfügbarkeit angepasst wurde. Damit sind die Softwareanbieter zu einer
wichtigen Schnittstelle zwischen Ökobilanzforschung und -praxis geworden. Sie
erlauben es jedoch den Anwendenden über den Konsens der Forschungsgemeinschaft
und der einschlägigen Normierung hinaus und ohne grossen Aufwand Standard-
Methoden zur Gewichtung einzusetzen.
Da bislang nur vereinzelte empirische Hinweise zur Verbreitung der Ökobilanzierung
vorliegen 341 , bietet der Markt für Ökobilanz-Software immerhin einen Indikator, der
337
Siehe Abschnitt 4.3.5.3.
338
Siehe Abschnitt 4.3.5.4.
339
Siehe Abschnitt 3.2.6.
340
Siehe Abschnitt 3.2.8.
341
Siehe Abschnitt 6.2.

186 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
zumindest den Trend der Anwendung anzeigen dürfte. Demnach ist gemäss Herstellerangaben
die Anzahl gesamthaft im Umlauf befindlicher, kommerzieller Lizenzen
zwischen 1994 und 2004 von knapp 800 auf über 5300 angestiegen. Das effektive
Marktvolumen dürfte deutlich darüber liegen, da insbesondere Anbieter aus Japan,
Korea und Taiwan nur vereinzelt Zahlen publizieren.
Die meisten Lizenzen entfallen dabei auf Programme, die sowohl umfangreiche
Ökoinventar-Datenbanken als auch mehrere Gewichtungsmethoden bereitstellen. Der
Grüne Stein der Weisen ist damit für eine beachtliche Anzahl von Anwendenden also
zumindest in Griffnähe.
Unsere Untersuchung des Softwaremarktes hat zudem gezeigt, dass eine
weitergehende Institutionalisierung durch die laufenden Bemühungen zur
Standardisierung von Datenformaten für Inventare absehbar ist. Dies wird eine
weitgehende Vereinheitlichung des Auflösungsvermögens und der Datenqualität -
zumindest kommerziell vertriebener -Daten zur Folge haben. Sie dürfte die Autorität,
resp. das Vertrauen in Ökobilanzen erheblich steigern.
5.4 Das Projekt Ökobilanz hat eine kritische Masse erreicht
Mit diesem Kapitel haben wir unsere Retrospektive des Projekts Ökobilanz
abgeschlossen. Standen im Kapitel 3die Anfänge der Ökobilanz-Bewegung und die
Vorläufer-Konzepte im Vordergrund, so beleuchtete Kapitel 4 die Entwicklung der
Methodik zum heutigen Stand. Ziel dieser Darstellungen war es, ein vertieftes
Verständnis über die Möglichkeiten und Grenzen der Schnittstelle zwischen Natur- und
Sozialwissenschaften zu gewinnen und im Detail darzulegen, wie die Methodik der Ökobilanzierung
mit den sich stellenden Herausforderung auf dem Weg zum Grünen Stein
der Weisen umgeht.
Im Zentrum dieses fünften Kapitels stand alsdann die Frage, ob und inwieweit es dem
Projekt Ökobilanz gelungen ist, sich als Wissenschaft und Methodik zur rationalen
Codierung ökologischer Informationen zu etablieren.
Unsere Untersuchung hat gezeigt, dass Ökobilanzierung mittlerweile tatsächlich als
eine transdisziplinäre Wissenschaft anerkannt wird, was sich unter anderem an der
Entwicklung einer wissenschaftlichen Infrastruktur -akademische Gesellschaften, Zeitschriften,
Konferenzen, etc. - festmachen lässt.
Ökobilanzierung ist jedoch weit mehr als eine wissenschaftliche Disziplin geworden: sie
wurde von verschiedenen Anspruchsgruppen, insbesondere jedoch von der Wirtschaft
aufgegriffen und im Hinblick auf einen transparenten Wettbewerb mit ökologischen
Argumenten als Methodik anerkannt. Es ist absehbar, dass hier weitere
Standardisierungen eine Art level playing field für die diversen Ansatzpunkte der
sogenannten Integrated Product Policy IPP schaffen werden. Dieser Prozess ist bei
weitem noch nicht abgeschlossen und es bestehen hierzu nicht nur aus der Perspektive
von exportorientierten Entwicklungs- und Schwellenländern grosse Vorbehalte.

Kapitel 5: Phase der Institutionalisierung 187
Dennoch: einige Grossunternehmen zeigen mit ihren Investitionen in entsprechende
Experten und ihrem Engagement in Gremien, dass sie sich einen Nutzen vom Einsatz
der Ökobilanzierung versprechen. Wir wir gesehen haben, bereiten sich einige Länder –
allen voran Japan, aber auch Schweden, Korea und Taiwan –mit Unterstützung der
jeweiligen Wirtschaftsministerien auf die Einführung eines solche level playing fields
und damit auf die Ablösung der Ökologischen Beliebigkeit vor.
Unabhängig davon kann jedoch davon ausgegangen werden, dass das Projekt
Ökobilanz mittlerweile auf nachhaltigem Fundament steht: Mit einer geschätzten
Forschungsgemeinschaft von mehreren Hundert international aktiven Forschenden
(plus eine unbestimmte Anzahl Personen auf nationaler Ebene, beispielsweise in der
Ausbildung) sowie mindestens einigen Tausend Anwendenden von Ökobilanz-
Software. Es darf angenommen werden, dass diese Verbreitung unabhängig vom
einem level playing field allein schon aufgrund positiver Wirkungen der Methodik auf die
ökologischen Lernprozesse seiner Anwendenden zustande gekommen ist. Die
Erfassung dieses Nutzens ist Gegenstand unserer empirischen Analyse zur
Anwendung der Ökobilanzierung in Unternehmen.

Kapitel 6: Empirische Bestandesaufnahme 189
6 Empirische Bestandesaufnahme
Unsere Bestandesaufnahme des Projekts Ökobilanz soll im nachfolgenden Kapitel auf
eine empirische Grundlage gestellt werden. Die bereits in Kapitel 5unter dem Stichwort
Institutionalisierung angeführten Indizien zu Diffusion und Ausgestaltung von
Ökobilanzen -die Verbreitung von EPDs und die Bedeutung von Software –sollen
durch eine systematische Standortbestimmung aus Sicht der Unternehmen
vervollständigt werden. Wir zielen nun auf eine Einschätzung zur Verbreitung,
Ausgestaltung und Akzeptanz methodischer Elemente, aber auch auf eine Beurteilung
des - durch die Anwendenden – wahrgenommenen Nutzens.
Zu diesem Zweck haben wir eine eigene Umfrage durchgeführt und einen detaillierten
Fragebogen entwickelt. Die Ergebnisse dieser Erhebung werden aufzeigen, in welcher
Form Ökobilanzen in Schweizer Unternehmen zur Anwendung kommen, welche
Methoden dabei eingesetzt werden und wie die Anwendenden selbst Wirkung, Aufwand
und Nutzen beurteilen. Wir konzentrieren uns in dieser Analyse auf die beiden
Anwendungsbereiche Produkt- und Betriebsökobilanzierung. Spezifische material- und
prozessbezogene Anwendungen sind nicht Gegenstand unserer Erhebung.
6.1 Begriffsbestimmung zur Betriebsökobilanzierung
Während Produktökobilanzen (Life Cycle Assessment) in der Praxis –gerade dank ISO
14040 -klar definiert und abgegrenzt sind, findet sich zur Betriebsökobilanzierung in
Praxis und Forschung eine grosse Vielfalt an unterschiedlichen Begriffen und Ausgestaltungsformen.
Deshalb ist es wichtig, den Begriff klar zu bestimmen:
Für unsere Untersuchung gehen wir von einem Referenzmodell aus, welches den
maximalen Begriffsumfang aufweist, indem sowohl die Lebenszyklusbetrachtung als
auch die Wirkungsanalyse, resp. Gewichtung als elementare Elemente eingeschlossen
werden.
Wir tun dies aus zwei Gründen: einerseits ist unbestritten, dass der Einbezug von Vorund
Nachstufen für ein ganzheitliches Verständnis der Umweltbelastung, resp. Umweltleistung
eines Unternehmens unabdingbar ist. Gemäss unserer Erfahrung entfällt in den
meisten industriellen Branchen rund 80% der Umweltbelastung der Wertschöpfungskette
auf Vor- oder Nachstufen. Diese Stufen werden von Entscheidungen des
Unternehmens massgeblich beeinflusst –insbesondere durch die Produktentwicklung.
Für die Einführung ökologischer Rationalität aus systemtheoretischer und volkswirtschaftlicher
Sicht ist der Einbezug der Wertschöpfungskette deshalb wichtig. Umweltmanagement
nach ISO 14001 fordert ohnehin zwingend, dass die Umweltaspekte der
Produkte eines Unternehmen ermittelt und beurteilt werden –allerdings ohne konkret
den Einsatz von Ökobilanzen vorzuschreiben.

190 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Anderseits stellen Wirkungsanalyse und Gewichtung -formalisierte und durch unternehmungsexterne,
zentrale Datenlieferanten alimentierte –Beurteilungsverfahren dar,
welche die internen Informationen und Werte ergänzen. Sie können damit ökologisches
Lernen, resp. die Herstellung ökologischer Rationalität erheblich beeinflussen, indem
Signale zur Umweltsituation, zu politischen Prioritäten oder Externen Kosten direkt und
formalisiert in die Entscheidungs- und Lernprozesse des Unternehmens einfliessen
können, ohne dass -oder bevor -sie über den Markt oder die Gesetzgebung greifbar
werden.
Diese Argumente sprechen dafür, als Referenzmodell der Betriebsökobilanzierung die
erweiterte Perspektive und die ökobilanz-typischen Operationen einzuschliessen.
Dennoch ist festzustellen, dass die Normierung der betrieblichen Umweltleistungsmessung
– insbesondere ISO 14031 und Umweltberichterstattung (beispw. Global
Reporting Initiative GRI 342 )-die Systemgrenzen in der Regel an den Werktoren des
Unternehmens festmacht und weder Wirkungsanalyse noch Gewichtung bislang als
Muss-Kriterien Eingang gefunden haben.
In der Praxis wird der Begriff Betriebsökobilanz entsprechend häufig allein auf
Standortbilanzen angewendet. Diese können unter Einbezug von Wirkungskategorien
und/oder Gewichtungsmethoden ausgestaltet sein; verbal-argumentativ oder mittels
Nutzwertanalyse beurteilt werden. Damit ergibt sich ein fliessender Übergang von der
Betriebsökobilanzierung in die Umweltleistungsmessung mit einer grossen Vielfalt
möglicher Ausgestaltungsmöglichkeiten: Von einzelstofflichen Bilanzen (beispielsweise
für CO 2 )über stoffgruppenbezogene Bilanzen (beispielsweise Gefahrstoffe) bis hin zu
mehr oder weniger vollständigen Input-Output-Bilanzen und mittels externer
Beurteilungsmethoden formalisierten Umweltbilanzen. Und jede dieser Varianten kann
mit unterschiedlichen Systemgrenzen (Standort bis gesamte Wertschöpfungskette)
ausgestaltet werden.
Vor diesem Hintergrund muss unsere Erhebung differenziert vorgenommen werden: Es
gilt bezüglich der Betriebsökobilanzierung in Erfahrung zu bringen, welches Spektrum
an Stoff- und Energieflussbilanzen eingesetzt wird, inwieweit ganzheitliche Systemgrenzen
und/oder formale, externe Beurteilungsmethoden Eingang in die Praxis
gefunden haben, resp. wie diese Elemente aus Sicht der Anwendenden beurteilt
werden.
Bevor wir die Resultate der eigenen Erhebungen vorstellen, fassen wir den Stand der
quantitativen Erforschung der praktischen Ökobilanzierung zusammen.
342
Siehe GRI Sustainability Reporting Guidelines, Global Reporting Initiative, Boston, 2002.

Kapitel 6: Empirische Bestandesaufnahme 191
6.2 Bestehende Studien mit Bezug zur Ökobilanzierung
Die von uns identifizierten Studien mit Bezug zur Ökobilanzierung von Produkten und
Betrieben offenbaren, dass die quantitative empirische Forschung noch wenig
entwickelt ist. Zwar finden sich zahlreiche Studien zur konkreten Ausgestaltung und
Anwendung der Methodik in der Form von Fallstudien. Allenfalls werden mehrere
Anwendungen zu konkreten Produkten oder Betrieben im Detail analysiert und daraus
Schlussfolgerungen zur Funktionalität der Methodik aus betriebswirtschaftlicher Sicht
gezogen. Für unsere Standortbestimmung steht jedoch eine Erfassung der Diffusion,
Effektivität und Akzeptanz der Methodik in Gesellschaft und Wirtschaft im Vordergrund
des Interesses. Entsprechend können diese Mikro-Analysen nicht mehr als
Anhaltspunkte für die Gestaltung unserer eigenen Erhebung geben.
Der Stand der Forschung stellt sich je nach Anwendungsfokus unterschiedlich dar, da
die entsprechenden Begrifflichkeiten von unterschiedlicher Trennschärfe sind: Indizien
zur Produktökobilanzierung lassen sich aufgrund der Präzision des Begriffes gezielt
ausmachen. Für die Anwendung von Betriebsökobilanzen stellt sich die im
vorangehenden Abschnitt genannte Abgrenzungsproblematik zu Themen wie Umweltleistungsmessung,
Umweltkennzahlen, Umweltrating, Umweltcontrolling, Umweltberichterstattung,
etc., resp. im englischen Sprachgebrauch environmental accounting,
environmental performance evaluation, environmental metrics, environmental reporting,
etc.. Diese Begriffsvielfalt erschwert eine literaturbasierte Bestandesaufnahme. Unsere
diesbezügliche Recherchen offenbarten, dass die uns interessierenden Elemente –
Erweiterte Systemgrenzen, Einsatz von Standard-Ökoinventaren und Beurteilungsmethoden
der Ökobilanzierung –bislang nicht spezifisch quantitativ untersucht wurden.
Wir konzentrieren uns deshalb nachfolgend auf die Darstellung des Standes der
Forschung zu Diffusion und Beurteilung von Produktökobilanzen.
6.2.1 Kommunikation über LCA/DfE der Global 100 Unternehmen
Auf globaler Ebene konnten wir einzig eine Studie identifizieren, die auf die Verbreitung
von Produktökobilanzen (LCA) 343 hinweist: Im Rahmen der 1999 Benchmark Survey of
the State of Global Environmental Reporting 344 wurde erhoben, wie viele der umweltberichterstattenden
Fortune Global 100 Unternehmen über Design for the Environment
(DfE) oder LCA Auskunft geben: Demnach berichteten 1998 48 von 100 Konzernen
über entsprechende Aktivitäten gegenüber 22 im Jahr zuvor. Alle 16 Unternehmen der
Elektronikindustrie sowie 11 von 12 Automobilkonzernen machten demnach Angaben
über ihre Aktivitäten in diesem Bereich. Die Studie vermag damit zu illustrieren, dass
die weltweit grössten Unternehmen LCA/DfE als Thema aufgegriffen haben und
darüber kommunizieren. Die Studie erlaubt jedoch keine Rückschlüsse darüber, ob
343
Wir verwenden in diesem Abschnitt der besseren Lesbarkeit zuliebe die Abkürzung LCA (Life Cycle
Assessment) stellvetretend für Produktökobilanz.
344
CSRnetwork: 1999 Benchmark Survey of the State of Global Environmental Reporting, Bath UK, 2000,
S. 40 – 41.

192 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
tatsächlich über LCA und nicht nur generell über DfE berichtet wurde. Ebensowenig
lassen die Resultate erkennen, in welchem Umfang diese Techniken eingesetzt
wurden.
Abbildung 6.1: LCA/DfE in Umweltberichten von Fortune Global 100 Unternehmen
6.2.2 Studie zu LCA in amerikanischen Fortune 500 Unternehmen
Für die USA konnten wir einzig die Umfrage von Hunkeler und Huang aus dem Jahr
1995 identifizieren. Sie versandten Fragebögen an die 175 grössten US-Konzerne aus
der Fortune 500 Liste und stellten damals fest, dass mehr als die Hälfte der 41
Antwortenden LCA-Methoden einsetzen würde. Sie diagnostizierten jedoch eine grosse
Skepsis der Industrie bezüglich einer zukünftigen Standardisierung -insbesondere der
Wirkungsanalyse und Gewichtung. Zudem wurden hohe Kosten sowie die
345 346
Unsicherheiten der Resultate als Vorbehalte identifiziert.
6.2.3 Branchenstudie Elektronikindustrie in nordischen Ländern
Eine länderübergreifende Branchenstudie in der Elektronikindustrie der nordischen
Länder –die Nordic Environmental Survey 347 –untersuchte verschiedene Aspekte zum
Thema Umwelt und Unternehmung: Umweltmanagement, Eco-Design, Kundenbeziehungen,
gesetzliche Erfordernisse, interne Umweltkompetenz sowie Evaluation
eines Branchenprojekts für Umweltmanagement. Von 600, resp. 400 angeschriebenen
Unternehmen in den Jahren 2000. resp. 2001 beteiligten sich 78, resp. 73. Unter den
23 fachspezifischen Fragen betrafen zwei Anwendung und Kenntnisstand zur Ökobilanzierung.
345
Huang, E., Hunkeler, D., :A Corporate Survey of Life-Cycle Concepts for Minimizing Environmental
Impact, Proceedings of the Third International Congress on Environmentally Conscious Design &
Manufacturing, US-Japan Center for Technology Management, Vanderbilt University, Nashville, 1996,
abstract.
346
Leider liegt uns kein ausführlicher Bericht zu den detaillierten Resultaten der Umfrage, sondern
lediglich ein abstract vor. Angesichts der geringen Rücklaufquote und des Alters der Daten, haben wir
auf weitere Nachforschungen verzichtet.
347
Ausen, D.: Results from the Nordic Environmental Survey 2002, Nordic Industrial Fund, Greenpack
Report 2002-01, 2002

Kapitel 6: Empirische Bestandesaufnahme 193
Abbildung 6.2: LCA-Aktivitäten in der Elektronikindustrie nordischer Staaten
Hintergrund der Untersuchung bildet ein Entwurf der EU-Kommission für eine Umweltrichtlinie zur
Elektronikindustrie (WEEE-Richtlinie), welche u.a. den Einsatz von Produktökobilanzen (Sachbilanz)
fordert. Es handelt sich bei den befragten Unternehmen demnach um spezifisch sensibilisierte
Unternehmen. 348
Abbildung 6.3: LCA-Kenntnisse in der Elektronikindustrie nordischer Staaten
Die Ergebnisse zeigen, dass fast die Hälfte der Antwortenden LCAs durchführt. Rund
ein Viertel stuft sich diesbezüglich als kompetent ein und über 40% bringen einen
Bedarf zum Aufbau entsprechender Kompetenzen zum Ausdruck. Rund 50% aller ISO
14001 zertifizierten -also Umweltmanagementsysteme betreibenden –Unternehmen
der Stichprobe wenden Produktökobilanzen an. Bezüglich Unternehmensgrösse lässt
sich feststellen, dass 52% der Grossunternehmen in der Stichprobe, jedoch nur 16%
der Kleinunternehmen LCA anwenden.
348
Darstellung aus Ausen, 2002, S. 15 sowie 22.

194 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Im –nur bedingt aussagekräftigen 349 –Vergleich zwischen den beiden Jahren zeigt sich
eine Zunahme der produktökobilanzierenden Unternehmen um 10% sowie ein um 13%
gestiegener Bedarf nach entsprechenden Kompetenzen. Bei der Interpretation gilt es zu
berücksichtigen, dass die Studie u.a. im Hinblick auf eine geplante Richtlinie der EU-
Kommission (WEEE-Richtlinie), welche u.a. Anforderungen an Umweltmanagement der
Elektronikindustrie sowie die Erstellung von Stoffbilanzen vorsieht. 350 Die Befragten
wurden im Rahmen des Projektes für entsprechende Fragen sensibilisiert, was sich
entsprechend auf die Antworten ausgewirkt haben dürfte.
6.2.4 Empirische Forschung zu LCA in Japan
Für Japan konnten verschiedene Datenquellen in englischer Sprache identifiziert
werden, welche Hinweise auf die Bedeutung von LCA aus unterschiedlichen
Perspektiven geben können.
Zur Verbreitung von LCA in Japan und Korea stehen Daten aus einer fragebogengestützen
Umfrage des Institute for Global Environmental Strategies IGES 351 zu
Umweltmanagement in Japan (2001) und Korea (2002) zur Verfügung. Es wurden
6'360 japanische Unternehmen (2'644 börsenkotierte, 3'716 nicht-kotierte)
angeschrieben und ein Rücklauf von 45% erreicht. Allerdings sind in der englisch
vorliegenden Vergleichsstudie mit Korea nur die Resultate der 1'264 antwortenden
Unternehmen der Börsen von Tokyo, Osaka und Nagoya enthalten (entsprechend 46%
Rücklauf). In Korea wurden alle 653 Unternehmen der Seoul Stock Exchange
angeschrieben, wovon 98 den Fragebogen retournierten. Aus der Stichprobe wurden
die Antworten der produzierenden Unternehmen separat ausgewiesen.
Die Zahlen machen deutlich, dass in Japan knapp 19% aller befragten (über 22% der
produzierenden) und damit mindestens 10% aller börsenkotierten Unternehmen LCAs
erstellen. Rund 7% haben die entsprechenden Erfahrungen und Ergebnisse zudem
öffentlich kommuniziert. Weitere 30% treffen mehr oder weniger intensive Vorbereitungen
für die Durchführung von LCA-Projekten und weitere 35% nehmen eine
abwartende Haltung ein. Nur 12% (6.6% der produzierenden) geben an, LCA nicht zu
kennen.
Für die antwortenden Unternehmen aus Korea zeigt sich zunächst ein ähnliches Bild –
allerdings muss hier die sehr unterschiedliche Qualität der Stichprobe berücksichtigt
werden: es ist anzunehmen, dass die relativ kleine Stichprobe tendenziell einen überproportionalen
Anteil überdurchschnittlich engagierter Unternehmen enthält. Bezogen
349
33% der Stichprobe nahm sicher an beiden Befragungen teil, 18% im Jahre 2002 erstmals und 48%
der befragten Unternehmen konnte dazu keine Aussage machen.
350
Ausen, 2002, S. 5.
351
Kanda, Y., Nakaso, Y., Lee ,B.-W.: Corporate SustainabilityManagement in Japan and Korea, Institute
for Global Environmental Strategies, IGES-Kansai, Kobe, 2003.

Kapitel 6: Empirische Bestandesaufnahme 195
auf die Gesamtsituation wäre demnach zu erwarten, dass die Verhältnisse wesentlich
weniger Aktivitäten im Vergleich zu Japan zeigen würden.
Abbildung 6.4: LCA-Aktivitäten börsenkotierter Unternehmen in Japan und Korea
Eine zweite Umfrage wurde zum Thema Umweltmanagement und LCA 1998 am
National Institute for Resources and the Environment (aus dem das heutige National
LCA Research Center hervorgegangen ist) durchgeführt. 352 Von 250 ISO 14001
zertifizierten Unternehmen beantworteten 112 den Fragebogen. Die Stichprobe
umfasste 74 UMS- und 38 LCA-Verantwortliche. Von Antwortenden gaben 45% an,
bereits LCA-Aktivitäten zu unternehmen und 20% hatten solche in Planung.
Einen Hinweis auf Verbreitung und Akzeptanz von LCA in Japan gibt auch eine Studie
des Green Purchasing Network GPN, einer Vereinigung mit 2'800 Mitglieder, davon
2'175 Unternehmen, 365 Behörden und 270 Non-Profit-Organisationen (NPO). Diese
hat im Rahmen ihrer Seventh Survey for Green Purchasing 2002 erstmals -neben zahlreichen
anderen Kriterien – eine Frage zur Nutzung von Type III ECO-LEAF EPDs
erhoben. Von den 3'906 an Hersteller, Handelsunternehmen, Behörden und NPOs
versandten Fragebogen konnten 1'365 ausgewertet werden. Auf die Frage, welche
Arten von Informationen zur Evaluation zu beschaffender Güter verwendet werden
gaben 4 % der Antwortenden an, Type III EPDs zu verwenden.
Zudem wurden die Hersteller gefragt, welche Arten von Informationen sie zur Verfügung
stellen würden. Rund 3% nannten hierzu Type III EPDs. Das ist zwar im Vergleich zu
traditionellen Umweltkennzeichen wie dem staatlichen EcoMark (analog Blauer Engel in
Deutschland), welche von 80% der Nachfragenden und 46% der Anbietenden genutzt
werden, eine geringe Anzahl von etwas mehr als 50 Organisationen. Berücksichtigt
man jedoch, dass das EPDs in Japan erst seit dem Jahr 2000 durch JEMAI zertifiziert
werden können, ist sie dennoch beachtlich.
352
Inaba, A., Finkbeiner, M., Siegenthaler, C.: Survey on the Application of LCA and EMS in Japanese
Companies, Internal Report, NIRE; Tsukuba, 1998.

196 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Abbildung 6.5: Einstellungen japanischer UMS- und LCA-Verantwortlicher 353
Zwei weitere japanische Studien mit Bezug zur Produktökobilanzierung erscheinen uns
erwähnenswert:
Die vom National Institute for Environmental Studies NIES durchgeführte Befragung von
2'552 japanischen (1998) sowie 1'166 deutschen Haushaltungen (997) zu
verschiedenen Aspekten der Wahrnehmung von Umweltthemen. Darin wurde auch das
Verständnis ausgewählter Umweltfachbegriffe ermittelt: 8% der Japaner und 15.5% der
Deutschen konnten demnach den Begriff LCA korrekt verstehen – während 47.5%,
resp. 61.7% mit dem jeweils nationalen Umweltkennzeichen (EcoMark/Blauer Engel)
vertraut waren. 354
353
Eigene Darstellung
354
Angaben zitiert aus Ohashi, T.: The Realities of Environmental Communication in Japan, Präsentation,
5. Ecobalance Conference 2002, Tsukuba, 2002, Folie Nr. 19.

Kapitel 6: Empirische Bestandesaufnahme 197
Als Thema höchster Priorität wurde schliesslich die Umsetzung von LCA-basierter
Produktentwicklung im Rahmen des National Technology Outlook 2030 identifiziert.
Diese seit 1971 alle 5Jahre durchgeführte, viel beachtete Studie zu 13 technologischen
Schwerpunktthemen versucht eine Prognose für die jeweils nächsten 30 Jahre zu
zeichnen. In entsprechenden Themengruppen beurteilen Wissenschaftler einzelne
wissenschaftliche Fragestellungen, resp. technologische Lösungen auf ihre
gesellschaftliche Bedeutung, ihre Realisierungschancen und ihre Förderwürdigkeit. „It is
interesting to note that, of all the topics, the one that was ranked highest in terms of the
degree of importance index was: „Wide acceptance of LCA-style product design
concepts that encourage recycling and reuse”, with its realization time forecasted to be
2007.“ 355 Dabei wurden in zwei Befragungsrunden insgesamt 418 Wissenschaftler im
Umweltbereich befragt und zusätzlich 26 LCA-Experten als Kontrollgruppe. Lediglich 2
Befragte zweifelten an der Implementation von LCA. Als prioritäre Fördermassnahmen
wurden die entsprechende Anpassung der Gesetzgebung sowie eine enge Kooperation
zwischen Industrie, Regierung und Wissenschaft identifiziert. Als führend im Bereich
LCA wurde Europa mit rund 80% Zustimmung der Befragten Wissenschaftler und 96%
Zustimmung der LCA-Experten eingestuft. USA und Japan erhielten je rund 40%
Zustimmung (Mehrfachnennungen möglich).
6.2.5 Verbreitung von LCA in D, H, UK und CH
Die Verbreitung von Produktökobilanzen in verschiedenen europäischen Ländern wurde
im Rahmen des Environmental Business Barometers ermittelt. Die fragebogengestützte
Studie zielte darauf ab, ein möglichst repräsentatives Bild betrieblicher
Umweltaktivitäten in den teilnehmenden Ländern zu skizzieren. Angeschrieben wurden
zum einen zufällig, aber repräsentativ, ausgewählte Unternehmen des produzierenden
Gewerbes mit mehr als 50 Mitarbeitenden. In den einzelnen Ländern wurden zudem die
grössten Unternehmen und/oder ISO 14001 Zertifizierte einbezogen. Durchführung von
LCA wurde dabei als eine von 20 verschiedenen managementbezogenen Massnahmen
abgefragt.
Für die Schweiz liegen zudem Vergleichswerte aus der Umweltmanagement-
Barometer-Studie 356 von 1997/1998 vor: Damals wurden 800 Fragebogen an eine
repräsentative Auswahl von Unternehmen des produzierenden Gewerbes mit mehr als
50 Mitarbeitenden versandt. Die resultierende Stichprobe von 250 Unternehmen
(Rücklauf 33%) war fast repräsentativ – einzig die Baubranche war deutlich untervertreten.
Die Durchführung von Produkt-, Verpackungs- und Betriebsökobilanzen
wurden zusammen mit 7anderen möglichen Massnahmen im Bereich Organisation und
355
Kashiwagi, T.: Survey Results Environment, in: NIESTEP: National Technology Outlook 2030, National
Institut of Science and Technology Policy NISTEP, 2000, S. 264.
356
Baumast, A., Dyllick, Th.: Umweltmanagement-Barometer Schweiz 1997/98 IWOE-HSG Diskussionsbeitrag
Nr. 59, St. Gallen.

198 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Führung abgefragt. Es ergaben sich Werte von 28% (70 Nennungen) für Betriebsökobilanzen,
27% (67) für Produkt-, resp. 24% (60) für Verpackungsökobilanzen.
2001 Grossbritannien Deutschland Ungarn Schweiz
Befragte 2'000 2'000 478 1'381
Stichprobe 214 179 187 181
Rücklauf 11% 9% 39% 13%
LCA Anwendung 15% 15% 8% 25%
Absolut 32 27 15 45
Rang 20 von 20 19 von 20 11 von 11 18 von 20
Abbildung 6.6: Einsatz von Produktökobilanzen in UK, D, H, CH
Die Darstellung zeigt die Verbreitung der Produktökobilanzierung in verschiedenen europäischen Ländern
im Jahr 2001. 357 Esist zu beachten, dass in den Stichproben tendenziell umweltengagierte Unternehmen
gegenüber eher passiven übervertreten waren, weshalb die Zahlen nicht verallgemeinert werden dürfen.
Von den 20 abgefragten managementbezogenen Massnahmen waren Aktivitäten zur Produktökobilanzierung
in allen vier Ländern jeweils unter den am wenigsten häufig genannten.
6.2.6 LCA und Stoffströme in ISO 14001 Zertifizierten in CH
Eine Befragung aller ISO 14001 zertifizierten Unternehmen in der Schweiz im Jahre
1998 wurde durch Hamschmidt durchgeführt. Es wurden 158 Fragebogen retourniert,
was einem Rücklauf von 54% entspricht. Gegenstand der Erhebung war eine
Beurteilung der Wirksamkeit von Umweltmanagementsystemen. Es wurde unter
anderem danach gefragt, welche Massnahmen durch die Einführung eines UMS
ausgelöst, resp. geplant. Die Durchführung von Produktökobilanzen wurde als eine von
10 Massnahmen der Produktökologie abgefragt. Eine systematische Erfassung von
Stoff- und Energieströmen wurde neben 8anderen Massnahmen der Betriebsökologie
abgefragt.
1999 N=158 Bisher Zukünftig
Initiierung/Durchführung von LCA in % Absolut in % Absolut
Weitgehend 5% 8 21% 33
Ansatzweise 28% 44 39% 61
Total 33% 52 60% 95
Systematische Erfassung betrieblicher Stoff- und Energieströme
Weitgehend 43% 68 81% 128
Ansatzweise 43% 68 15% 23.7
Total 86% 136 96% 152
Abbildung 6.7: Durch UMS ausgelöste oder geplante Ökobilanz-Aktivitäten
Produktökobilanzierung gehörte auch in dieser Umfrage zu den am wenigsten
genannten Aktivitäten sowohl unter den bisher durchgeführten als auch unter den
geplanten. Eine weitgehende Umsetzung gaben lediglich 5% der Befragten an, ansatzweise
waren es 28%. Unklar ist jedoch die Interpretation dieser Kategorien: Weitgehend
357
Eigene Darstellung anhand der Daten aus Baumast, A., Dyllick, Th.: Umweltmanagement-Barometer
2001, Tagungsband, IWOE-HSG Diskussionsbeitrag Nr. 93, St. Gallen, 2001, S. 35 – 44.

Kapitel 6: Empirische Bestandesaufnahme 199
kann bedeuten, dass Produktökobilanzierung für alle Produkte eingesetzt wird. Der
Begriff kann aber auch in Bezug auf die konsequente Umsetzung der Methodik
bezogen werden, unabhängig davon, ob nur vereinzelt oder alle Produkte analysiert
werden. Damit ist unklar, was die Resultate letztlich über die Verbreitung von Ökobilanzen
aussagen können. Stünde „ansatzweise“ für eine konsequente Anwendung
der Methodik auf einzelne Produkte, so wäre der festgestellte Wert zur Verbreitung von
LCA mit insgesamt 33% im Vergleich zu den anderen verfügbaren Studien überdurchschnittlich
hoch.
Interessant erscheint in diesem Zusammenhang auch die Einschätzung der Befragten
zur Bedeutung der Umweltbelastung von Vor- und Nachstufen der Wertschöpfungskette:
Demnach halten 25% diese für gering, 42% erachten sie als mittelmässig
bedeutsam und 32% beurteilen sie als gross. Für die meisten Unternehmen stehen der
betriebliche Energieverbrauch, das betriebliche Abfallaufkommen sowie der betriebliche
Materialverbrauch als Umweltaspekte im Vordergrund. 358
Eine systematische Erfassung der betrieblichen Stoff- und Energieströme deutet auf die
Verbreitung von standortbezogenen Input-Output-Bilanzen hin, lässt aber aufgrund der
Fragestellung ebenfalls unbestimmt, ob sich „ansatzweise“ auf den Grad der Vollständigkeit
(Erfassungsqualität) und/oder das Auflösungsvermögen (Anzahl erhobener
Indikatoren) bezieht. Immerhin lässt sich feststellen, dass die Erfassung von Stoff-und
Energieströmen unter den durch UMS ausgelösten Massnahmen der Betriebsökologie
eine relative weite Verbreitung findet. Die Ergebnisse bedeuten aber auch, dass von
den antwortenden ISO zertifizierten Unternehmen in der Schweiz 1999 nur 43% eine
systematische Betrachtung ihrer betrieblichen Stoff- und Energieströme vornehmen.
6.2.7 Einsatz von LCA und Betriebsökobilanzen in D
Die Befragung von Tarara 1995 zielte darauf ab, die Verbreitung ökologieorientierter
Informationsinstrumente in deutschen Industrie-Unternehmen zu erfassen. Die
Stichprobe von insgesamt 231 retournierten Fragebogen verteilte sich ungefähr
gleichmässig auf die fünf angeschriebenen Branchen Maschinenbau, Chemische
Industrie, Elektrotechnik, Nahrungs- und Genussmittel sowie Textil und Bekleidung.
40% der antwortenden Unternehmen beschäftigten mehr als 500 Mitarbeitende und die
Fragebögen wurden fast ausschliesslich durch Linienverantwortliche (Geschäftsleitung,
Abteilungsleitung, Gruppenleitung, etc.) ausgefüllt. Rund die Hälfte der befragten
Unternehmen gab an, eine offensive Umweltstrategie zu verfolgen.
Unter den abgefragten ökologieorientierten Informationsinstrumenten fand sich neben
der Produktökobilanz auch die Produktlinienanalyse. In der Praxis wurde letztere häufig
synonym für Produktökobilanzierung verwendet, umfasste genau genommen jedoch
neben der Beurteilung der Umweltrelevanz entlang des Lebenszyklus auch eine
Beurteilung von ökonomischen und sozialen Aspekte. Produktlinienanalysen wurden
358
Hamschmidt, 2001, S. 82.

200 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
meistens verbal-argumentativ beurteilt, ohne dass eine Sachbilanz erstellt -das heisst
die Stoff- und Energieflüsse quantifiziert – wurde(n).
Als weiteres Instrument erfasste der Fragebogen die Betriebsökobilanzierung nach IWÖ
(ABC-Analyse/verbal-argumentative Beurteilung).
Abbildung 6.8: Einschätzung zur zukünftigen Nutzung von Ökobilanzen
Tarara stellt fest, dass zum Zeitpunkt der Erhebung (1995) die Ökobilanzansätze als
„junge“ Informationstechniken ab 1992 (Produktlinienanalyse) und ab 1993 (Produktökobilanzen/Betriebsökobilanzen)
erstmals in den befragten Unternehmen zur
Anwendung kamen. Mit 29, 12 und 8Nennungen aus einer Stichprobe von 225 war
allein die Produktlinienanalyse relativ verbreitet. Die Antworten bezüglich des zukünftig
geplanten Einsatzes zeigten hingegen, dass in den Erwartungen der Antwortenden
Ökobilanzen offenbar ein hoher Stellenwert beigemessen wurde. „Somit wird deutlich,
dass in langfristiger Perspektive das Instrument Ökobilanz verstärkt in Unternehmen
eingesetzt werden soll.“ 359 Demnach gaben knapp 30% an, zukünftig
Produktökobilanzen und/oder Betriebsökobilanzen nach IWÖ einführen zu wollen.
6.2.8 Beurteilung von LCA durch ISO 14001 Zertifizierte in D
Das deutsche Bundesministerium für Umwelt, Naturschutz und Reaktorsicherheit sowie
das Umweltbundesamt haben im Hinblick auf die Überarbeitung der ISO 14001 Normreihe
eine umfassende Bestandesaufnahme durchgeführt. Dazu wurden 2002 alle der
359
Tarara, 1997, S. 190.

Kapitel 6: Empirische Bestandesaufnahme 201
rund 2'300 zertifizierten Organisationen in Deutschland sowie die 34 akkreditierten
Zertifizierungsstellen angeschrieben. Insgesamt konnten 565 Fragebogen von Organisationen
sowie 17 von Zertifizierungsstellen (die zusammen 80% aller Zertifikate erteilt
haben) ausgewertet werden. Die Umfrage bildet die Struktur der Zertifzierten
Organisationen in Deutschland repräsentativ ab.
Die Autoren der Studie kommen zum Schluss, dass Produktökobilanzen bei den
Umweltmanagement betreibenden Unternehmen „weder von grosser praktischer
Relevanz, noch Thema für die Einführung als Pflichtbestandteil in die ISO 14001 Norm
sind“. 360 Aus Sicht der Zertifizierungsstellen werden LCAs zwar mehrheitlich empfohlen,
aber relativ zu den anderen Empfehlungen wird ihnen keine Priorität eingeräumt.
Abbildung 6.9: Beurteilung von Produktökobilanzen im Rahmen des UMS
6.2.9 Detaillierte Analyse und Beurteilung von LCA in D, I, S und CH
Als einzige umfassende Studie mit Schwerpunkt auf Ökobilanzen haben wir die Arbeit
Application Patterns of Life Cycle Assessment in Geman, Italian, Swedish and Swiss
Companies identifizieren können. 361 Anhand von 35 Fragen wurden Einsatz, Wirkung
360
Bundesministerium für Umwelt, Naturschutz und Reaktorsicherheit, Umweltbundesamt: ISO 14001 in
Deutschland – Erfahrungsbericht, Berlin, 2002, S. 64.
361
Frankl, P., Rubik, F.: Life Cycle Assessment in Industry and Business – Adoption Patterns, Applications
and Implications, Springer Verlag, 1999.

202 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
und Beurteilung von Produktökobilanzen in den vier Ländern erfasst. Von den 1'625
versandten Fragebogen konnten 382 ausgewertet werden. Die Stichprobe umfasst
einerseits bekanntermassen umweltengagierte Unternehmen, die anhand ihrer
Mitgliedschaft in entsprechenden Verbänden – beispielsweise der schweizerischen
Vereinigung für ökologisch bewusste Unternehmungsführung ÖBU – ausgewählt
wurden. Anderseits wurden die national jeweils grössten Unternehmen –vorwiegend
mit Börsenkotierung – angeschrieben.
Switzerland
(CH)
Germany
(D)
Italy
(I)
Sweden
(S)
Total
Total number of questionnaires 403 410 400 412 1625
to „environmental“ oriented companies 252 200 100 182 734
to largest companies 151 210 300 230 891
Answers (absolute number) 82 101 30 169 382
Answers (in %) 20% 25% 8% 41% 24%
from „environmental“ oriented companies 43 59 10 49 161
from largest companies 18 45 6 72 141
from "environmental" oriented and largest
21 - 14 48 83
companies
LCA users 44 62 18 66 190
LCA user's share of total number 11% 15% 5% 16% 12%
LCA users’ share of respondents 54% 61% 60% 39% 50%
Abbildung 6.10: Stichprobe und Verbreitung von LCA in CH, D, I, S
Die Stichprobe ist je nach Land unterschiedlich ausgeprägt: in der Schweiz,
Deutschland und Italien entfällt eine Mehrheit auf umweltengagierte, in Schweden
dominieren grosse Unternehmen. Entsprechend fällt auch der jeweilige Anteil der
Antwortenden, die Produktökobilanzen nutzen unterschiedlich aus. Die Resultate
vermitteln kein repräsentatives Bild. Rund die Hälfte der Teilnehmenden nutzen
Produktökobilanzen, womit die Stichprobe zu den Fragen, welche nur von LCA-
Nutzenden zu beantworten waren für alle vier Länder zusammen 190 Unternehmen
umfasst.
Als Motivationsfaktoren für den Einsatz von LCA wurden in den verschiedenen Ländern
unterschiedliche Treiber ausgemacht: In der Schweiz und Deutschland nannten die
Anwendenden als Hauptauslöser vor allem Kostensenkungspotentiale, produktbezogene
Umweltprobleme und Chancen auf neu entstehenden „green markets“. In
Schweden und Italien hingegen wurde als auslösender Faktor vor allem die Initiative
seitens der Forschungs- und Entwicklungsabteilungen betont. Antwortende in Italien
nannten zudem häufig entsprechende Forderungen seitens ihrer Konzern-Leitung
(„parent company“) als auslösendes Moment. In keinem der Länder wurde die Gesetzgebung
oder der Gebrauch von LCA durch Konkurrenten als relevant eingestuft. 362
362
Frankl, P., Rubik, F: Application Patterns of Life Cycle Assessment in German, Italian, Swedish and
Swiss Companies, Schriftenreihe des IWÖ 130/98, 1998, Berlin, S. 22 - 24.

Kapitel 6: Empirische Bestandesaufnahme 203
Abbildung 6.11: Anwendungsbereiche von Produktökobilanzen
Die Darstellung zeigt auf, für welche Anwendungsbereiche LCA in den Unternehmen zum Zeitpunkt der
Umfrage und in Zukunft vorwiegend eingesetzt wird. Die mit Amarkierten Felder stehen für Werte >40%,
Cfür

204 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Sehr häufig (zwischen 40% und 50%) gaben die Unternehmen an, dass ihre Produktökobilanzen
in Zusammenarbeit mit externen Stellen - Forschungsinstituten oder
Beratungsunternehmen – erstellt werden.
Nach den Hindernissen einer weiteren Verbreitung von LCA befragt, nannten die
Unternehmen am häufigsten „results are disputable“: 40% in Deutschland und der
Schweiz, 50% in Schweden und 60% in Italien. Allgemeine methodische Probleme
wurden am zweithäufigsten (25% in CH bis 40% in D, I, S) angeführt und erst an vierter
Stelle folgten die Kosten. Hier wurden grosse Unterschiede zwischen den Ländern
festgestellt: 10% in Schweden, bis knapp 40% in der Schweiz. Die Frage, ob
Schwierigkeiten in der Kommunikation der Resultate an das Management ein Hindernis
darstellen würde, beantworteten angesichts der (wissenschaftlichen) Komplexität von
Ökobilanzen erstaunlich wenige: 10% in Deutschland bis 20% in Schweden und Italien.
Die Resultate von LCA können nach Ansicht der Antwortenden offenbar gut vermittelt
werden.
70%
60%
61%
CH
D
I
50%
44%
42%
47%
S
40%
36%
37%
30%
27%
28% 28%
20%
19%
12%
10%
0%
7%
5%
5%
2%
0%
Yes No Do not know Not answered
Abbildung 6.12: Führen Produktökobilanzen zu überraschenden Erkenntnissen
Grosse Differenzen ergaben sich in Bezug auf die Frage, ob LCA zu überraschenden
Erkenntnissen geführt haben: Nur 27% der Antwortenden aus der Schweiz bejahten
dies, während der entsprechende Wert in Schweden bei 36% und in Deutschland bei
42% (bei 19% Nicht-Antwortenden) lag. In Italien bejahten 44%, wobei 28% mit „do not
know“ antworteten. Dabei gilt es nach Ansicht der Autoren zu beachten, dass die
Teilnehmenden aus Italien zum Zeitpunkt der Studie erst über wenig Erfahrung mit LCA

Kapitel 6: Empirische Bestandesaufnahme 205
verfügten. 363 Zudem ist die entsprechende Stichprobe mit 18 Unternehmen im Vergleich
zu den anderen Ländern sehr klein.
Zur zukünftigen Nutzung von LCA in ihren Unternehmen befragt, zeigten sich die
Befragten mehrheitlich überzeugt, dass die Produktökobilanzierung intensiviert werde
(Schweden 60%, D,CH,I, 50%). Mit „Nein“ antworteten lediglich die Teilnehmenden aus
der Schweiz in markant hoher Zahl: 23% im Vergleich zu 0% in Italien, 8% in
Deutschland und 10% in Schweden. 364 Die Autoren schliessen aus dem Gesamtbild der
Antworten, dass die LCA-Anwendenden in Schweden bezüglich einer weiteren
Verbreitung der Methodik am zuversichtlichsten sind. 365
Diese Studie vermittelte erstmals detaillierte Einsichten zur Anwendung und Beurteilung
von Ökobilanzen in Unternehmen. Nicht Gegenstand der Untersuchung war hingegen
die konkrete Ausgestaltung der Methodik.
6.2.10 Fazit: Die empirische Forschung lässt zentrale Fragen offen
Unsere Bestandesaufnahme verfügbarer Untersuchungen zur Anwendung und
Beurteilung von Ökobilanzen in der Wirtschaft konzentrierte sich auf die Anwendung
der Methodik auf Produkte. Sie offenbart, dass eine fundierte quantitative Forschung in
diesem Bereich bislang weitgehend aussteht. Nur eine Studie befasste sich detailliert
mit der Anwendung von Produktökobilanzen in Unternehmen, ohne dabei jedoch die
konkrete Ausgestaltung der eingesetzten Methoden quantitativ zu erfassen. Verschiedene,
ausgestaltungsabhängige Faktoren – nationaler Kontext, Branchenzugehörigkeit,
Unternehmensgrösse, vorhandene Erfahrung oder eingesetzte Hilfsmittel
(Datenbanken, etc.) - dürften jedoch die Beurteilung von Nutzen und Hindernissen
massgeblich beeinflussen. Zudem liegen keine Informationen darüber vor, in welchen
Ausprägungsformen die Methodik letztlich angewendet wird. Die Anzahl Indikatoren,
der Einsatz von Standard-Ökoinventaren, die Beurteilung anhand von Wirkungskategorien
oder Gewichtungsmethoden –ist für die Komplexität, den Aufwand und den
Nutzen aber sicherlich von grosser Bedeutung. Insofern lässt diese - bislang
umfassendste quantitative -Studie zur Anwendung der Produktökobilanzierung wichtige
Fragen offen. Einige der Ergebnisse sind insofern zu hinterfragen, insbesondere wenn
grosse Unterschiede zwischen den Ländern festgestellt werden.
Ebenfalls mit diesen Vorbehalten sind die anderen Erhebungen behaftet: sie waren
jeweils auf ein anderes Erkenntnisinteresse gerichtet –insbesondere auf die Gestaltung
von Umweltmanagementsystemen –und verwendeten Ökobilanz als ein Stichwort ohne
363
Frankl/Rubik, 1998, S. 36.
364
Dass die Verfasser der Studie daraus den Schluss ziehen, diese 23% der Antwortenden aus der
Schweiz rechneten mit einer Abnahme der Aktivitäten in ihren Unternehmen, erscheint uns jedoch unzulässig:
ein Nein auf die Frage, ob eine Zunahme erwartet werde lässt keine solche Schlussfolgerung
zu. Vielmehr ist mit einer Stagnation oder einer Reduktion zu rechnen.
365
Frankl/Rubik, 1998, S. 37.

206 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
genaue Begriffsbestimmung oder Abgrenzung. Immerhin erlauben sie zumindest
Rückschlüsse zur Diffusion und Bedeutung der Methodik in verschiedenen Kontexten
zu ziehen.
Dabei wird deutlich, dass Produktökobilanzen bislang wenig Verbreitung gefunden
haben –unabhängig davon, ob die Befragung auf spezifisch umweltengagierte Unternehmen
oder eine möglichst repräsentative Stichprobe abzielte. Da wir annehmen
müssen, dass die Daten in allen Studien dadurch verzerrt werden, dass sich vor allem
engagierte Unternehmen, resp. Unternehmen mit Interesse an der Forschung zu
Umweltmanagement und verwandten Themen aktiv beteiligen, dürften sie die
Verbreitung gar noch überschätzen. Die ermittelten Prozentwerte dürfen also nicht auf
die angefragte Grundgesamtheit übertragen werden. Dies verstärkt den Befund, dass
LCA bislang nur in wenigen Unternehmen Anwendung findet. Der Anteil produktökobilanzierender
Unternehmen dürfte bezogen auf die gesamte Industrie in den
betrachteten Ländern unterhalb von 1% liegen.
Für die Schweiz stehen verschiedene Werte zu unterschiedlichen Stichproben mit
hohem Anteil von spezifisch umweltengagierten Unternehmen und zu verschiedenen
Zeitpunkten zur Verfügung. Die Werte bewegen sich hier zwischen 30%
(Baumast/Dyllick; 2001), 25% (Baumast/Dyllick; 1998) und den unscharfen 33% von
Hamschmidt (5% „weitgehend“, 28% „ansatzweise“; 1999). Betrachtet man die
absoluten Zahlen, so sind es jeweils zwischen 44 (Frankl/Rubik; 1998), 45
(Baumast/Dyllick; 2001), 52 (Hamschmidt; 1999) und 68 Unternehmen
(Baumast/Dyllick; 1998). Es ist nicht bekannt, wie hoch der Anteil von in mehreren
dieser Stichproben enthaltenen Unternehmen ist. Wir vermuten jedoch, dass grosse
Überschneidungen bestehen und wagen deshalb die These, dass in der Schweiz
insgesamt weniger als 100 Unternehmen Produktökobilanzen einsetzen.
Einzig für Japan liegt eine sehr grosse Stichprobe vor. Zudem lassen auch die anderen
angeführten Studien auf eine sehr hohe Bekanntheit der Methodik in der Wirtschaft
schliessen. Die Studie von IGES belegt, dass mindestens 10% aller börsenkotierten
Unternehmen angeben, über LCA-Erfahrung zu verfügen; in der entsprechenden
Stichprobe waren es über 20% der produzierenden Unternehmen bei einem Rücklauf
von über 45%. In absoluten Zahlen sind das mindestens 235 börsenkotierte Unternehmen.
Nur wenige der Befragten gaben an, LCA nicht zu kennen. Dies obwohl in der
Stichprobe 50% der Antwortenden angaben, über kein Umweltmanagementsystem zu
verfügen. Zieht man in Betracht, dass in Japan bereits mehr als 12'000 Unternehmen
über eine ISO 14001 Zertifizierung verfügen, so ist zu vermuten, dass neben den
befragten börsenkotierten auch einige der mindestens 10'000 Zertifizierten ohne
Börsenkotierung über LCA-Erfahrung verfügen.
Einige der angeführten Studien stellten die Frage nach den in Zukunft geplanten
Aktivitäten im Bereich Ökobilanzierung. Es zeigte sich jeweils, dass die Befragten
verschiedener Stichproben die Erwartung äusserten, dass LCAs zukünftig eine deutlich

Kapitel 6: Empirische Bestandesaufnahme 207
höhere Bedeutung zukommen würde. Stellte man diese Antworten jedoch den
Erwartungen zu den anderen abgefragten Umweltmassnahmen gegenüber, so
relativierte sich dieser Befund deutlich: Produktökobilanzen fanden sich auch in den
Erwartungen jeweils am unteren Ende der Skala. Eine Ausnahme bildete der Befund
von Tarara der bei LCA als auch Betriebsökobilanzen auf eine deutliche Aufwertung
schliessen liess. Allerdings datiert die Umfrage von 1995 und fand damit in einer Zeit
statt, in der Ökobilanzen in Wissenschaft und Politik sehr prominent diskutiert wurden.
Betrachten wir die Resultate der Studien unter Einbezug ihres Durchführungszeitpunkts,
so kann nicht gefolgert werden, dass die Erwartungen einer höheren Verbreitung von
LCA tatsächlich eingetroffen sind.
6.3 Stand der Ökobilanzierung in der Schweiz 2004
Unsere eigene Umfrage unterscheidet sich in wesentlichen Punkten von den bisher
durchgeführten Erhebungen: sie zielt insbesondere darauf ab, die Ausgestaltung der
konkreten Anwendung von Ökobilanzen zu erfassen. Neben Produktökobilanzierung
interessiert uns insbesondere auch die Anwendung der Methodik auf Unternehmen, da
hierzu bislang keine systematischen Untersuchungen vorliegen. Die Beurteilung durch
die Anwendenden soll differenziert nach einzelnen methodischen Elementen bestimmt
werden.
6.3.1 Vorgehen, Umfang und Stichprobe
Die Umfrage zielte nicht darauf ab, ein repräsentatives Bild zur Verbreitung von Ökobilanzen
in der Schweiz zu gewinnen. Die bisherigen Untersuchungen zeigen, dass sie
gering ist. Wir konzentrieren uns deshalb auf umweltengagierte Unternehmen einerseits
sowie börsenkotierte Unternehmen. Von den rund 1'100 ISO 14001 Zertifizierten
wurden zufällig 500 aus der deutschsprachigen Schweiz ausgewählt und per email zur
Teilnahme eingeladen. Zudem wurden 169 an der SWX kotierte Unternehmen (ohne
Beteilligungsgesellschaften) mit Sitz in der Schweiz angeschrieben. Die Teilnehmenden
erhielten einen persönlichen Zugang zum ihrem personalisierten online-Fragebogen.
Der Fragebogen umfasste insgesamt 20 Seiten und 105 Fragen, wobei die Befragten
aufgrund ihrer Antworten gezielt durch den Fragebogen geführt wurden.
Der Fragebogen wurde einer Reihe von Ökobilanz-Experten, u.a. des BUWAL, des
Beirats des LCA Forums ETHZ/EPFL, der Schweizerischen Vereinigung für ökologisch
bewusste Unternehmungsführung ÖBU, der Beratung- und Softwareunternehmung
sinum AG und den TK 174 ISO-Delegierten für das TC 207 SC 5zur Stellungnahme
vorgelegt.
Konkrete Anregungen von Arthur Braunschweig (ÖBU/E2 Management Consulting AG),
Kurt Buxmann (Vorsitzender TK174/Alcan AG) sowie Martin Kilga (sinum AG) flossen in

208 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
den Fragebogen ein. Die online-Version wurde schliesslich durch 2Ökobilanz-Experten
der sinum AG sowie zwei befreundete Laien getestet.
Die Umfrage konnte unter dem Patronat des LCA Forum ETHZ&EPFL, der ÖBU sowie
des TK 174 durchgeführt werden. Die Firma Information Factory stellte freundlicherweise
die Software Con@xt zur webbasierten Befragung sowie technische Unterstützung
bei der Durchführung zur Verfügung. 366
Die Befragung wurde in vier Themenbereiche gegliedert:
Teil A: Allgemeine Fragen zum Umweltengagement des Unternehmens
Teile B+C: Ausgestaltung, Einsatz und Nutzen von unternehmensbezogenen Stoff -
und Energiebilanzen
Teile D + E: Ausgestaltung, Einsatz und Nutzen von Produktökobilanzen
Teil S: Statistische Angaben
Von den 500 angeschriebenen ISO 14001 Zertifizierten haben 196 an der Befragung
teilgenommen, was einem Rücklauf von 39% entspricht. Von den 169 Börsenkotierten
nahmen 50 Unternehmen teil, entsprechend einem Rücklauf von 29.5%. Insgesamt
haben 240 Unternehmen teilgenommen, was einem Rücklauf von 36.8% entspricht.
Die spezifischen und detaillierten Fragen zur unternehmungsbezogenen Bilanzierung in
Teil C+Dwurden von 73 Teilnehmenden ausgefüllt, die entweder CO 2 -,VOC-, Input-
Output-Bilanzen oder wirkungsorientierte, resp. gewichtete Umweltbilanzen einsetzten.
Die spezifischen und detaillierten Fragen zur Produktökobilanzierung in den Teilen E+
F füllten 27 Unternehmen aus.
Die Auszählungen zu den einzelnen Fragen sind gesamthaft und in der abgefragten
Reihenfolge im Anhang enthalten. Wir diskutieren nachfolgend ausgewählte Resultate
mit besonderer Relevanz für unsere Standortbestimmung.
366
Siehe www.information-factory.com.

Kapitel 6: Empirische Bestandesaufnahme 209
6.3.2 Resultate der allgemeinen Befragung
6.3.2.1 Charakterisierung der Stichprobe
Die teilnehmenden Unternehmen verfügten zu fast 90% über Erfahrungen mit ISO
14001 Umweltmanagementsystemen, wobei 30% der Zertifizierten dieses schon vor
mehr als 6 Jahren und 50% vor mindestens 2 bis maximal 4 Jahren erstmals der
externen Prüfung unterzogen haben.
100%
80%
0.4 1.3 4.2 5.9
0.0 0.0 3.2
21.3 13.0
22.2 35.7
48.4
60.1
48.2
9.9 11.3
3.6
18.4
32.1
4.5 1.8 1.8 4.1
27.4
23.1
18.1
52.4
60%
40%
20%
0%
46.7
4.4
56.4
20.9
56.3
26.5
52.5
19.5
58.9
36.8
5.4 3.1
36.9
11.7
40.8
30.9
52.9
39.9 55.2
28.3
19.9
38.7
7.1
47.1
30.8
Kunden
Lieferanten
Handel
Mitbewerber
Mitarbeiter
Management
Eigentümer
Banken/Versich.
Gewerkschaften
Umweltschutzorg.
Lok. Bevölkerung
Behörden
Presse/Medien
Abbildung 6.13: Ökologische Ansprüche der stakeholder
Gar nicht Wenig Stark Weiss nicht
15% der Antwortenden Personen beschäftigen sich bereits seit mehr als 10 Jahren,
27% seit mindestens 6 und weitere 41% seit mindestens 2 Jahren mit Umweltmanagement.
Die Stichprobe ist also bezüglich Erfahrung in Fragen des Umweltmanagements
von sehr hoher Qualität.
Die Stichprobe bildet die Grundgesamtheit der ISO 14001 Zertifizierten Unternehmen
nicht repräsentativ, aber dennoch in der Tendenz recht gut ab: Dies trifft insbesondere
für die Baubranche (12.5%), die Maschinenindustrie (7.5%), Transport und Logistik
(6.3%), Lebensmittel (5.4%), Druck und Papier/Karton (5.4%) und Handel (5%) zu.
Unterdurchschnittlich vertreten waren die Elektro- (7.5%) und Metallindustrie (4.2%)

210 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
sowie der Entsorgungssektor. Hingegen weist die Stichprobe überdurchschnittlich viele
Antworten aus Banken und Versicherungen (6.3%) sowie Chemie und Pharma (7.5%)
auf. 367
Weniger repräsentativ sind die Antworten bezogen auf die Unternehmungsgrösse:
Betriebe mit 1 - 50 Mitarbeitenden machen 43% der Zertifizierten, aber nur 22% unserer
Stichprobe aus. Grosse Unternehmen mit mehr als 500 (21.2%) sowie mit mehr als
5'000 Mitarbeitenden (11.4%) sind deutlich überdurchschnittlich repräsentiert. Dies ist
auf den hohen Anteil von 37.8% börsenkotierter Unternehmen an der Stichprobe
zurückzuführen.
Diejenigen Unternehmen aus der Stichprobe, die sich starken ökologischen
Ansprüchen gegenübersehen, verorten diese vor allem beim eigenen Management
oder den Eigentümern, seitens der Behörden oder Kunden. Weniger stark werden
Ansprüche seitens der Gewerkschaften, der Presse, den Umweltorganisationen oder
dem Handel empfunden.
6.3.2.2 Verbreitung von Stoff- und Energiebilanzen
Von den 240 Befragten erstellen rund 75% irgendwelche Arten von Stoff-, und/oder
Energiebilanzen: rund 48% bezogen auf das Unternehmen, 23% sowohl für das
Unternehmen als auch für Produkte. Die Frage lautete: „Werden in Ihrem Unternehmen
Stoffbilanzen (z.B. für VOC oder CO 2 ), Input-Output-Bilanzen, Energiebilanzen oder
Ökobilanzen eingesetzt“
Unternehmungsund
produktbezogen
22.9%
Nein
24.6%
Produktbezogen
4.6%
Unternehmungs
bezogen
47.9%
Abbildung 6.14: Einsatz von Stoff- und Energiebilanzen
367
Als Vergleichsbasis dient die vom IWOE-HSG unter www.iwoe.unisg.ch publizierte Liste aller Zertifizierten
Stand Dezember 2003, bereinigt um Nicht-Unternehmen (öffentliche Verwaltung, etc.).

Kapitel 6: Empirische Bestandesaufnahme 211
Von den unternehmungsbilanzierenden Antwortenden sind lediglich 5% weder ISO
14001 zertifiziert noch auf dem Weg dazu. Bei den produktökobilanzierenden
Unternehmen liegt dieser Anteil immerhin bei 12 %. Ein Vergleich mit der Struktur der
Stichprobe zeigt zudem, dass börsenkotierte Unternehmen überproportional stark in der
Gruppe der Produktökobilanzierenden vertreten sind, während ihr Anteil an den
unternehmungsbezogen Bilanzierenden mit ihrem Anteil an der Stichprobe
übereinstimmt.
6.3.2.3 Bekanntheit und Einfluss der ISO Normen
Von besonderem Interesse war die Frage, ob den Befragten die ISO Normen der
14000 Reihe bekannt sind und ihre Arbeit beeinflusst haben.
Dies ist im Falle der Umweltmanagement-Norm ISO 14001 durchwegs der Fall: 80%
gaben hierzu eine positive Antwort, unter den Zertifizierten sind es 96%.
90%
88.3%
80%
70%
60%
50%
40%
30%
20%
10%
20.4%
17.9%
12.5%
7.5%
0%
14001-
14004
14010-
14012
14040-
14043
14031-
14032
14020-
14025
Abbildung 6.15: Einfluss von ISO Normen auf die Arbeit der Befragten
Bei den anderen Normen ergibt sich ein differenzierteres Bild: Zwar verpflichten sich die
Zertifizierten zur Verbesserung der Umweltleistung, die entsprechenden Normen ISO
14031/14032 sind aber von geringer Bedeutung: nur 12.5% der Stichprobe bejahten
einen Einfluss auf ihre Arbeit. Selbst diejenigen Unternehmen, welche Umweltkennzahlen
verwenden, messen dieser Norm mit 20% keine grosse Bedeutung zu.
Die Normen zur Umweltkennzeichnung von Produkten –unter anderem TR 14025 –
erhielten die geringste Auszeichnung für ihren Einfluss auf die Befragten: nur 7.5%

212 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
stellen einen solchen fest. Es zeigte sich kein Unterschied, ob die Unternehmen exportoder
binnenmarktorientiert waren. Hingegen bestand ein klarer Zusammenhang mit der
Unternehmungsgrösse: Befragte mit mehr als 5000 Mitarbeitenden erkannten zu 20%
einen Einfluss, bei den anderen Unternehmen sinkt der Wert von 8% bis auf 2% ab.
Bei Personen, welche Aufgaben im Zusammenhang mit Umweltkommunikation, resp.
Produktökologie wahrnehmen lag die Quote bei geringen 12%, resp. 13%. Von den
Produktökobilanzierenden gaben ebenfalls nur 15% an, die Norm sei Ihnen bekannt,
resp. habe Einfluss auf ihre Arbeit.
Die Normen zur Produktökobilanzierung – ISO 14040ff – sind mit 17.9% an der
Gesamtstichprobe ebenfalls von geringer Bedeutung. Selbst bei der Gruppe Produktökobilanzierender
ergab sich ein geringer Wert von 29%.
Hingegen konnte ein deutlicher Zusammenhang zur Erfahrung der Befragten
beobachtet werden: die erst seit relativ wenigen Jahren (0-2 J.: 5% /2-5 J.: 11%) mit
Umweltfragen beschäftigten Personen unterscheiden sich deutlich von denjenigen, die
bereits mehr als 6 Jahre Erfahrung ausgewiesen haben (6-10 J.: 30% / >10 J.: 32%).
Ebenfalls deutlich ist der Zusammenhang zwischen Unternehmungsgrösse und
Bedeutung: 40% der Unternehmen mit mehr als 5'000 und 33% der antwortenden
Unternehmen mit 501 -5'000 Mitarbeitenden kennen die Norm, resp. gaben an, dass
sie ihre Arbeit beeinflusst. Bei den kleineren Unternehmen liegt der Wert mit 13% (51 -
500) und 4% (1 - 50 Mitarbeitende) deutlich niedriger.
6.3.2.4 Arten von Stoff- und Energiebilanzen und ihre Beurteilung
Den Teilnehmenden die angaben unternehmungsbezogene Bilanzen zu verwenden,
wurde eine (Mehrfach-)Auswahl verschiedener Methoden unterbreitet. In einem zweiten
Schritt hatten sie den Zeitpunkt des Einsatzes zu deklarieren und schliesslich in einem
dritten Schritt die wirksamste Methode anzugeben. Als „wirksam“ wurde in den
Erläuterungen zur Frage der „Lerneffekt/Erkenntnisgewinn, resp. Einfluss auf Inhalt und
Ausrichtung des UMS und des darin geforderten kontinuierlichen Verbesserungsprozesses“
definiert.
Es zeigt sich, dass Energiebilanzen in fast 70% der unternehmungsbezogen
bilanzierenden Unternehmen zur Anwendung kommen. Sie wurden in über 30% der
Unternehmen bereits länger als 5Jahre eingesetzt und damit häufig schon vor der ISO
14001 Zertifizierung. Nur 11% der Zertifizierten verfügen über keine Energiebilanz. Für
20% der Antwortenden ist diese Methode die wirksamste.

Kapitel 6: Empirische Bestandesaufnahme 213
Abbildung 6.16: Einsatz und Beurteilung verschiedener Bilanzierungsarten
Input-Output-Bilanzen werden von rund 65% der Befragten eingesetzt und von 71% der
Zertifizierten. Sie bestand nur in wenigen Fällen längere Zeit vor einer Zertifizierung und
wird von 24% als das wirksamste Instrument bezeichnet. Hier erscheint der Einfluss des
UMS-Aufbaus erkennbar – dies obwohl die Norm nicht explizit eine solche Bilanz
erfordert.
Emissionsstatistiken sind bei 48.3% der unternehmungsbezogen Bilanzierenden im
Einsatz und für 8.1% das wirksamste Instrument. Die Methodik zählt nicht wirklich zu
den Bilanzierungsarten, da jeweils nur Outputs ohne Einbezug der Inputs erfasst
werden. Ähnlich wie bei der Energiebilanzierung lässt sich feststellen, dass Emissionsstatistiken
häufig schon vor der Zertifizierung eingesetzt wurden.
CO 2 -und VOC-Bilanzen sind unter den Antwortenden ebenfalls weit verbreitet (48.3%,
37.6%). Bei CO 2 -Bilanzen zeigt sich, dass viele Unternehmen erst vor kurzem
begonnen haben diese Emissionen und die zugrundeliegenden Inputs zu erfassen.
Auch bei schon seit längerem zertifizierten Unternehmen (beispielsweise 1998 -2001)
ist dieses Instrument in vielen Fällen erst vor 1 - 2 Jahren eingeführt worden (35%). Hier
dürfte das CO 2 -Gesetz einen starken Einfluss ausüben, welches vorsieht, dass mittels

214 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
freiwilliger Vereinbarungen eine Befreiung von einer allenfalls einzuführenden CO 2 -
Abgabe erwirken kann, wer den Nachweis seiner Zielerfüllung erbringen kann. 8.1%
sehen in diesem Instrument das wirksamste.
VOC-Bilanzen sind bereits heute für das Erreichen einer Steuerbefreiung erforderlich.
Wer nachweist, dass die eingekauften VOC nicht in die Umwelt gelangen, kann die
bezahlte Steuer zurückfordern. Je nach Branche ist die Erstellung solcher Bilanzen also
ökonomisch attraktiv. Entsprechend erstellen auch 12 von 13 Chemie-, resp. Pharma-
Unternehmen sowie 4 von 5 aus der Kunststoffindustrie sowie eine Mehrheit der
Betriebe in den Branchen Druck/Karton/Papier, Maschinen sowie Stahl/ Metallverarbeitung
solche Bilanzen. Sie wurden vor allem in der Zeit von 1998 - 2003
eingeführt –also kurz nach Einführung der VOC-Abgabe. Für 5.4% sind VOC-Bilanzen
das wirksamste Instrument.
Umweltkennzahlen werden von 28.9% eingesetzt und stellen für 19.5% das wirksamste
Instrument dar. Diese Kategorie ist allerdings wenig aussagekräftig, da der Begriff
selbst unbestimmt ist.
Die Einführung von Gefahrstoffbilanzen scheint jeweils zeitlich mit der Zertifizierung eng
zusammen zu fallen. Rund 20% der Befragten setzen diese ein. Sie werden jedoch
nicht als wirksam bezüglich Lerneffekt, resp. für die Ausrichtung des UMS erachtet.
Umweltbilanzen, welche eine Input-Output-Bilanz sowie Methoden der Wirkungsanalyse
oder Gewichtung umfassen, sind für uns von besonderem Interesse.
Gewichtete Umweltbilanzen werden von 18.8% der Stichprobe verwendet und von 7.4%
als wirksamste Methode taxiert, während Wirkungsbilanzen von 13.4% eingesetzt –
aber nur von 2.7% als wirksamste Methode eingestuft werden.
Es zeigt sich, dass Bewerteten Bilanzen (Wirkungsanalyse und/oder Gewichtung)
schon überdurchschnittlich lange eingesetzt werden und bei den erst kürzlich
zertifizierten Unternehmen jedoch nicht mehr besonders hervortreten. Diese
Konstellation deutet darauf hin, dass sie einerseits nachhaltig -da über lange Zeit -
eingesetzt werden. Anderseits werden sie immer weniger häufig neu eingeführt.
Relativ zu den anderen Methoden werden gewichtete Umweltbilanzen überdurchschnittlich
häufig als wirksamstes Instrument beurteilt.
Umweltkostenrechnung wird von 16.1% der befragten unternehmungsbezogen
Bilanzierenden eingesetzt, jedoch nur von 3.4% als wirksamste Methode genannt.
Viele Unternehmen setzen mehrere der abgefragten Methoden ein: über ein Drittel
sogar mehr als 5, knapp 75% mindestens 3und lediglich 12.8% setzen nur eine der
genannten Methoden ein.

Kapitel 6: Empirische Bestandesaufnahme 215
Methode und Jahr ISO-Zertifizierung
60%
50%
40%
40.0%
47.4%
53.3%
40.0%
30%
26.3%
26.7%
26.3%
20%
20.0%
20.0%
10%
0%
1995-
1997
1998-
2001
2002-
2003
Schadstoffbilanzen Input-Output-Bilanzen Bewertete Bilanzen
Abbildung 6.17: Gruppen von Bilanzmethoden nach Zeitpunkt der Zertifizierung
Für die detaillierte Befragung zur Ausgestaltung, Einsatz und Beurteilung (Teile C+D)
wurden nur Unternehmen einbezogen, welche Schadstoffbilanzen (CO 2 -, VOC-, Gefahrstoffbilanzen),
Input-Output-Bilanzen oder Bewertete Bilanzen (wirkungsorientierte oder
gewichtete Umweltbilanzen) einsetzen. Zudem haben nicht alle entsprechenden
Unternehmen den Detailfragebogen ausgefüllt. Die nachfolgenden Auswertungen
beziehen sich also auf eine eingeschränkte Stichprobe (N=73).
Wir betrachten zunächst diejenigen Fragen, welche für die Ausgestaltung und
Beurteilung von unternehmungsbezogenen Bilanzen spezifisch sind. Danach werten wir
die produktökobilanzspezifischen Merkmale aus, bevor schliesslich die für beide
Anwendungsarten gleichsam relevanten Ergebnisse zusammen diskutiert werden.
6.3.3 Auswertung unternehmungsspezifischer Aspekte
6.3.3.1 Datenerfassung, Systemgrenzen, Auflösungsvermögen
Die unternehmungsbezogene Bilanzierung von Stoffflüssen wird vorwiegend auf das
Unternehmen als ganzes (61.1%) und/oder auf einzelne Standorte bezogen (41.1%).
Eine weitere Differenzierung nach Abteilungen oder Prozessen ist wenig verbreitet (je
5.5%). Das organisatorische Auflösungsvermögen ist also als gering zu bezeichnen.

216 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Die Vollständigkeit der Erfassung wird von 63% als hoch -entsprechend 80%-100% der
relevanten Stoffe -eingestuft. 35% der Antwortenden geben an, dass die von ihnen
erstellten Bilanzen zwischen 50%-79% der tatsächlichen Flüsse erfassen.
Der Erhebungsrhythmus liegt in den meisten Fällen (75%) bei einem Jahr. Mit 17%
erfasst dennoch eine beachtliche Anzahl ihre Bilanzen quartalsweise. In dieser Gruppe
finden sich vorwiegend Input-Output-Bilanzen und CO 2 -Bilanzen, vereinzelt auch VOC
und gewichtete Umweltbilanzen.
Bilanzierungstools
80%
70%
60%
50%
53.3%
68.2%
66.7%
53.3%
40%
30%
20%
10%
0%
Keines dieser
Tools
25.0%
9.1%
6.7%
Stoffluss-
Diagramme
20.0%
13.6%
8.3%
11.1%
13.3%
5.6%
6.7%
6.7%
2.8% 4.6% 4.6%
0.0% 0.0%
0.0%
Stoffbilanz-
Software
Stoffstrom-
Modellierung
Ökobilanz-
Software
Energiebilanz-
Software
ERP-
System
13.6%
11.1%
0.0%
Tabellenkalkulation
Schadstoffbilanzen Input-Output-Bilanzen Bewertete Bilanzen
Abbildung 6.18: Eingesetzte Hilfsmittel zur Erstellung der Bilanzen
Die Erstellung der Bilanzen erfolgt zu 89% durch interne Teams, dass heisst eine reine
Erstellung durch Berater erfolgt in 11% der Fälle. 23.3% der antwortenden Unternehmen
ziehen einen Berater bei. Vereinzelt erfolgt die Erhebung im Rahmen einer
Arbeitsgemeinschaft, resp. eines Verbands. Interessant ist hier eine gesonderte

Kapitel 6: Empirische Bestandesaufnahme 217
Betrachtung nach Bilanz-Methodik: Es zeigt sich, dass wirkungsorientierte und
gewichtete Bilanzen (Bewertete Bilanzen) in 53% der Fälle durch und/oder in
Zusammenarbeit mit Beratungsunternehmen erstellt werden und dass 25% dieser
Gruppe die Bilanzierung allein durch Externe erstellen lassen. Die beiden anderen
Gruppen (Schadstoffbilanzen, resp. Input-Output-Bilanzen) werden hingegen zu 91%,
resp. 94% intern erstellt, wobei die Beratungsquote mit jeweils 18%, resp. 14%
geringer ausfällt.
Ein deutlicher Unterschied lässt sich auch bezüglich der eingesetzten Hilfsmittel
feststellen: die Anwendenden der Gruppe Bewertete Bilanzen setzen deutlich häufiger
spezifische Software ein und in 53% der Fälle kommt Ökobilanz-Software zum Einsatz.
Unabhängig von der Bilanzierungsmethodik kommen mehrheitlich Tabellenkalkulations-
Programme zur Anwendung, wobei in der Gruppe der Input-Output-Bilanzierenden in
immerhin 25% der Unternehmen keines der genannten Hilfsmittel eingesetzt wird.
Produktnutzung 2
Rohmaterial/Halbfabrikate 4
Zugekaufte Transporte 7
Eigene Transporte 9
Energiebereitstellung 9
Abfallentsorgung 9
N 12 von 71
Abbildung 6.19: Berücksichtigte Elemente in erweiterten Systemgrenzen
Abbildung 6.20 : Beurteilung des Nutzens erweiterter Systemgrenzen
Von besondere Interesse für uns ist die Frage, ob die Unternehmen um Vor- oder
Nachstufen erweiterte Systemgrenzen verwenden. Dies ist aber bei der dominierenden
Mehrheit nicht der Fall: rund 80% der Bilanzen bezieht sich ausschliesslich auf den
Standort, resp. das Unternehmen. Rund 12 -entsprechend 17% -der Antwortenden
schliessen Elemente ausserhalb des Werkareals mit ein: davon lediglich 2
Unternehmen die Nutzung ihrer Produkte oder 4 Unternehmen die Vorstufen der
beschafften Materialien. 9 Unternehmen – entsprechend 12% der Stichprobe –

218 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
beziehen Stoffflüsse aus der Energiebereitstellung und/oder der Abfallentsorgung in
ihre Betrachtung mit ein. Auch Transporte werden einbezogen. Es scheint, dass die -
durch verfügbare Ökoinventare des BUWAL, resp. der ETH – wissenschaftlich
fundierten Elemente häufiger einbezogen werden (Energie, Abfall, Transporte) als die
häufig sehr heterogenen Materialien der Unternehmen.
Nach dem Nutzen einer erweiterten Betrachtungsweise befragt, äusserten sich dennoch
rund 37% der Befragten positiv, während rund 18% die Antwortmöglichkeit „Weiss
nicht“ wählte. Das deutet darauf hin, dass diese noch keine Überlegungen dazu
angestellt haben, jedoch nicht grundsätzlich dagegen eingestellt sind. Diese Einstellung
scheint von der gewählten Bilanzierungsmethode unabhängig zu sein: es finden sich bis
auf die Kategorien wirkungsorientierte, resp. gewichtete Umweltbilanzen jeweils
ungefähr gleich viele Ja und Nein. Bei den beiden genannten Bilanzierungsarten ist die
Einschätzung zum Nutzen erweiterter Systemgrenzen jedoch mit deutlicher Mehrheit
positiv und es finden sich keine Weiss Nicht Antworten in diesen Kategorien.
Das Auflösungsvermögen der Bilanzen –also die Anzahl Sachbilanz-Indikatoren wurde
in zwei Schritten erfasst: zunächst wurde nach der Anzahl erfasster Indikatoren (Messdaten:
beispielsweise Heizöl, Benzin, Stahl, etc.), danach nach der Anzahl
ausgewerteter Indikatoren gefragt (beispielsweise Strom umgerechnet in Primärenergieträger).
Dies jeweils getrennt für Inputs und Outputs. Eine grosse Differenz
zwischen erfassten und ausgewerteten Indikatoren würde auf den Einsatz generischer
Daten (Emissionsfaktoren, resp. Ökoinventare) schliessen lassen.
Die Antworten zeigen, dass die Datenerfassung nur in wenigen Fällen 20 Input-
Faktoren überschreitet (14%); einem Viertel der Bilanzen liegen zwischen 11 und 20
erfasste Input-Indikatoren zugrunde. Ein Drittel erhebt zwischen 6und 10 und rund 26%
zwischen 0und 5Inputs. Die Auswertung nach Input-Faktoren erfolgt dann mehrheitlich
mit weniger als 50 Indikatoren (73.6%), während 13% der Sachbilanz Input-seitig über
mehr als 51 Indikatoren ausweisen. Das lässt darauf schliessen, dass Input-seitig
generische Daten zur Umrechnung nur selten zur Anwendung kommen.
Bei den Output-Indikatoren zeigt sich ein ähnliches Bild, wobei hier differenzierter nach
ausgewerteten Output-Indikatoren gefragt wurde: Etwas über ein Drittel der
Unternehmen erfasst 0–5Outputs und wertet auch entsprechend aus, das trifft auch
für ein knappes zweites Drittel zu, deren Sachbilanzen ein Auflösungsvermögen
zwischen 6–10 Outputs auf der Erfassungs- wie auch auf der Auswertungsebene
aufweist. Output-seitig sind die Sachbilanzen aber tendenziell umfassender: Ein Drittel
erfasst mehr als 11 Indikatoren, davon wiederum ein Drittel mehr als 20 (entsprechend
12.5% der Stichprobe).

Kapitel 6: Empirische Bestandesaufnahme 219
Abbildung 6.21: Erfasste und ausgewertete Output-Indikatoren
Betrachtet man die jeweilige Branche, so zeigt sich kein besonders starker
Zusammenhang mit dem Auflösungsvermögen der ausgewerteten Output-Indikatoren:
In allen Branchen finden sich Nennungen in mindestens drei der zur Auswahl
stehenden Kategorien, bei insgesamt wenigen Fällen pro Branche. Dies trifft nur für die

220 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Banken und Versicherungen nicht zu (die zwei ersten Kategorien) sowie Kunststoffe
(die ersten zwei Kategorien). Eine gewisse Tendenz ergibt sich allenfalls beim Bau- &
Baunebengewerbe mit 6von 8in der ersten Kategorie (0-5 Outputs) sowie den Banken
und Versicherungen (4 von 5 in Kategorie 6-10).
Ausgewertete Output-Indikatoren 0 - 5 6 - 10 11 - 50 51 - 100 Weiss nicht
VOC-Bilanz 4 3 1 0 0
CO2-Bilanz 7 2 0 0 1
Gefahrstoffbilanzen 0 0 2 0 0
Input-Output-Bilanz 14 11 5 2 4
Wirkungsorientierte Umweltbilanz 1 2 1 0 0
Bewertete Umweltbilanz 1 5 2 2 1
71 27 23 11 4 6
Abbildung 6.22: Anzahl ausgewertete Output-Indikatoren nach Bilanzmethoden
Mit 51 –100 ausgewerteten Outputs bei 11.1% der Bilanzierenden verfügt dennoch ein
gewisser Anteil über recht hoch aufgelöste Output-seitige Sachbilanzen. Es kann
angenommen werden, dass hier Ökoinventare zur Anwendung kommen.
Erwartungsgemäss besteht ein Zusammenhang mit der Art der Bilanzierung.
Es zeigt sich, dass Input-Output-Bilanzen häufig mit einem eher geringen Outputseitigen
Auflösungsvermögen erstellt werden.

Kapitel 6: Empirische Bestandesaufnahme 221
6.3.3.2 Zweck, Nutzung und Institutionalisierung
83.6%
65.8%
Umweltleistungsmessung
Risiko-Management
Interne Kommunikation
Externe Kommunikation
Identifikation Umweltbelastungstreiber
Identifikation Umweltkostentreiber
Externes Benchmarking
Marketing
Anderes
61.6%
53.4%
45.2%
43.8%
37.0%
31.5%
30.1%
26.0%
21.9%
13.7%
1.4%
0% 20% 40% 60% 80% 100%
Abbildung 6.23: Zweck der unternehmungsbezogenen Bilanzen
Die Bilanzen werden erwartungsgemäss vorwiegend für wichtige Funktionen des UMS eingesetzt. Dabei
kommen für die genannten Zwecke jeweils alle Arten von Bilanzen zur Anwendung.

222 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Eine leichte Differenzierung ergibt sich bei den Schadstoffbilanzen: So werden VOCund
Gefahrstoffbilanzen von den Anwendenden besonders deutlich dem Zweck der
Gesetzeseinhaltung zugeordnet, (VOC: 6von 8/Gefahrstoff 2von 2). CO 2 -Bilanzen
wurden besonders deutlich dem Risikomanagement (9 von 12) zugeordnet. Ebenfalls
eine Differenzierung ergab sich bei den gewichteten Bilanzen: Sie wurden besonders
einhellig der Umweltleistungsmessung zugeordnet (11 von 11) und fanden zudem –im
Vergleich zu den anderen Methoden -häufig für die interne und externe Kommunikation
Erwähnung (7 von 11).
2.8 5.6
42.3
49.3
3.1
30.8
41.5
24.6
Einkauf & Beschaffung
Produktion
Forschung & Entwicklung
Marketing & Verkauf
Finanz- & Rechnungswesen
Personalwesen
4.5 40.9
6.2 30.8
20.4
6.8
44.4
42.9
Abbildung 6.24: Nutzung der Bilanzen in den Funktionsbereichen
31.8
44.6
29.6
31.5
50.8
28.8
40.7
37.5
21.2 1.5
18.5
11.1 7.4
6.8 6.8
1.9
5.6 7.4
1.8
10.7 7.1
0% 20% 40% 60% 80% 100%
Gar nicht Selten Häufig Ständig Weiss nicht
Die Frage, wer im Unternehmen wie intensiv mit den Bilanzen arbeitet, zeigt deutlich,
dass vorwiegend die Fachstelle Umwelt sowie das Management und die Produktion als
ständige oder häufige Anwendende genannt werden.
Von den verschiedenen Methoden wird die CO 2 -Bilanzierung relativ häufig im Marketing
eingesetzt. Ansonsten zeigen sich keine nennenswerten methodenspezifischen
Differenzierungen, dass heisst die Fälle verteilen sich bei allen Methoden in etwa gleich.
Neben dem Zweck und der Nutzung in den Funktionsbereichen interessiert uns der
Grad der Institutionalisierung der Bilanzen. Anhand von drei vorgegebenen Profilen -

Kapitel 6: Empirische Bestandesaufnahme 223
die wir in Anlehnung an die Typologie von Frankl 368 charakterisiert haben - war zu
beschreiben, wie stark die Methoden organisatorisch verankert sind. Die drei Phasen
wurden wie folgt beschrieben:
- Startphase / Innovation
Stoff- und Energiebilanzen sind relativ neue Instrumente. Sie werden von
Spezialisten in einem begrenzten Teilbereich der Unternehmung angewendet.
Die Projekte haben Pilotcharakter und nur wenige Personen sind eingebunden.
- Lernphase / Adaption
Stoff - und Energiebilanzen werden von einer steigenden Zahl von Personen
und in verschiedenen Teilbereichen der Unternehmung eingesetzt. Die
Instrumente werden verfeinert und auf spezifische Bedürfnisse zugeschnitten.
- Routine / Integration
Stoff - und Energiebilanzen sind in verschiedene Entscheidungsprozesse
integriert, haben einen hohen Stand (Erfassungstiefe/Vollständigkeit) erreicht und
werden von Linienverantwortlichen routinemässig eingesetzt.
Routine /
Integration
23.6%
Startphase /
Innovation
19.4%
Lernphase /
Adaption
56.9%
Abbildung 6.25: Institutionalisierungsgrad unternehmungsbezogener Bilanzierung
Die Mehrheit der bilanzierenden Unternehmen ordnet ihre Aktivitäten der Lernphase
und Adaption zu, während rund ein Viertel der Antwortenden angibt, dass Bilanzen in
ihrem Unternehmen weitgehend institutionalisiert sind. Dabei ist interessant zu
beobachten, dass der Institutionalisierungsgrad einiger Unternehmen, welche Bilanzen
schon seit mehr als 5 Jahren einsetzen noch immer der Start- oder Lernphase
zugeordnet werden. Das deutet darauf hin, dass der Stellenwert der Methoden
stagniert, der wahrgenommene Nutzen für eine weitergehende Integration nicht
ausreicht oder mag auch ein Indiz für eine grundsätzlich beschränkte Bedeutung des
Umweltmanagements im Unternehmen sein.
368
Frankl, P.: Life Cycle Assessment as aManagement Tool, Working Paper, Centre for the Management
of Environmental Resources, INSEAD, Fontainebleau, 2001, S 4 - 8.

224 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Die Institutionalisierungsgeschwindigkeit scheint unabhängig von der eingesetzten
Methodik zu sein, mit Ausnahme der CO 2 -Bilanzen, welche auch in Unternehmen, die
sie erst seit kurzem nutzen, bereits relativ häufig in der Adaptions- oder gar Routinephase
eingestuft werden.
Neben dem explizit mit Aufgaben des Umweltmanagements verbundenen Zweck der
unternehmungsbezogenen Stoffbilanzierung hat Kytzia aus Sicht des Informationsmanagements
drei Funktionen von Ökobilanzen beschrieben und anhand von
Fallstudien qualitativ illustriert. 369 Sie spricht von einer integrativen Funktion, einer
steuernden Funktion und einer organisatorischen Funktion. Für uns war deshalb von
Interesse, ob sich die entsprechenden Wirkungen auch quantitativ bestimmen lassen.
Dazu wurden die Funktionen kurz beschrieben und die Zustimmung der Antwortenden
zum Eintreffen der entsprechenden Wirkungen abgefragt:
- Integrative Wirkung
Sind Sie der Meinung, dass die Bilanzen dazu beigetragen haben, dass
bestehende Informationsquellen (z.B. Rechnungswesen, Emissionsstatistiken,
Einkaufsdaten, Produktionsdaten, etc.) erweitert oder konsistenter gestaltet
wurden
- Steuernde Wirkung
Sind Sie der Meinung, dass die Bilanzen dazu beigetragen haben, dass Umfang
und Struktur der Umweltleistung der Unternehmung besser geplant und gesteuert
werden können (z.B. durch faktenbasierte Konzentration auf das Wesentliche,
quantifizierte Ziele/Kennzahlen etc.)
- Organisatorische Wirkung
Sind Sie der Meinung, dass durch die Bilanzierung die organisatorische Stellung
und Einbindung der Umweltabteilung gestärkt und/oder die Führung von
Arbeitsgruppen, Mitarbeiterinformation, Vorschlagswesen etc. positiv unterstützt
wurde
Das Eintreten dieser Wirkungen wurde durch die Befragten mehrheitlich bestätigt: über
50% stimmen der Aussage zur integrativen Wirkung zu, über 80% bejahen das
Eintreten der steuernden Wirkung und für 65% ist auch die organisatorische Wirkung
feststellbar.
Die Wirkung ist zumindest im Falle der Steuerungsfunktion eindeutig vom Grad der
Institutionalisierung abhängig und linear ansteigend. Die entsprechenden Resultate für
die Integrations- und Organisationsfunktion zeigen gegenüber der Startphase eine
besonders hohe Zustimmung in der Adaptionsphase. Dies ist in beiden Fällen
zumindest plausibel: die integrative Vernetzung der Datenquellen wird insbesondere
dann eintreten, wenn die Bilanzierung aus dem Stadium eines Projektes heraustritt.
369
Kytzia, 1995, S. 129 – 142 sowie 148 – 173.

Kapitel 6: Empirische Bestandesaufnahme 225
Und die organisatorische Aufwertung der, resp. eine erhöhte Aufmerksamkeit für die
Umweltabteilung sollte mit zunehmender Integration der Umweltbelange in die
normalen Geschäftsprozesse und die Linienorganisation nicht mehr so intensiv
wahrgenommen werden, wie in der Phase der Adaption.
Zustimmung betreffend Wirkungen
100%
90%
80%
70%
60%
50%
40%
30%
20%
10%
0%
35.7%
57.5%
52.9%
71.4%
80.0%
100.0%
42.9%
75.0%
64.7%
Integrative
Wirkung
Steuernde
Wirkung
Organisatorische
Wirkung
Startphase / Innovation Lernphase / Adaption Routine / Integration
Abbildung 6.26: Zusammenhang zwischen Institutionalisierung und Wirkung
Bezüglich der eingesetzten Methoden zeigt sich, dass die Anwendenden von
gewichteten Umweltbilanzen relativ zu den anderen Methoden der Integrationsfunktion
der Bilanzierung am deutlichsten Zustimmen (9 Ja zu 1 Nein). Bei Input-Output-
Bilanzen wird diese Wirkung knapp mehrheitlich (16 Ja zu 14 Nein) festgestellt. Bei den
anderen Methoden sind die Unterschiede in der Zustimmung nicht signifikant.
Die Steuerungsfunktion wir von den Anwendenden aller Methoden mehrheitlich
bestätigt. Wobei bei CO 2 - und VOC-Bilanzierenden diese Zustimmung insgesamt
weniger deutlich ausfiel als bei den anderen Methoden.
Bezüglich der organisatorischen Wirkung ist die Zustimmung seitens der Unternehmen,
die wirkungsorientierte sowie gewichtete Bilanzen einsetzen wiederum relativ deutlicher
ausgeprägt (3 Ja, resp. 8 von 3). Dies ist auch bei CO 2 -Bilanzierenden der Fall (8 von 3)

226 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
und auch die die Zustimmung seitens der Input-Output-Bilanzierenden fällt deutlich aus
(22 Ja zu 9 Nein). Bei den anderen Methoden zeigt sich keine Differenzierung.
Die umfassende Beurteilung der Methoden sowie die generelle Einschätzung von
Nutzen und Ertrag wurde für die unternehmungsbezogene und die produktbezogene
Bilanzierung in gleicher Weise vorgenommen. Wir diskutieren die entsprechenden
Ergebnisse deshalb gemeinsam, nachdem wir zunächst die unternehmungsspezifischen
und die produktspezifischen Aspekte auswerten.
6.3.3.3 Beurteilung der unternehmungsbezogenen Bilanzierung
Zur Beurteilung wurden vier geschlossene Fragen zu oft angeführten Kritikpunkten
gestellt. Sie wurden deshalb bewusst negativ formuliert.
Hohe Komplexität:
„Sind Sie der Meinung, dass die Komplexität der Bilanzierung ausserordentlich hoch
ist“
Unklare Ergebnisse
„Denken Sie, dass die Ergebnisse der Bilanzierung häufig unklar sind“
Unsichere Daten
„Denken Sie, dass die für Bilanzen verwendeten Daten in problematischen Ausmass
unsicher sind“
Geringe Akzeptanz
„Ist die Akzeptanz der Bilanzen nur sehr gering, resp. stossen sie Ihrer Ansicht nach auf
grosses Misstrauen“
Die Antworten zeigen insgesamt ein deutliches Bild: 45% aller Antwortenden erachten
die Komplexität als ausserordentlich hoch, 24% die Ergebnisse als unklar, 10% halten
die Datengrundlage für unsicher und etwas über 10% stellen eine geringen Akzeptanz
fest. Damit ist die Beurteilung insgesamt positiv bis sehr positiv.
Es wäre plausibel anzunehmen, dass die methodische Komplexität in diesen Fragen
einen negativen Einfluss auf die Beurteilungen haben sollte. Es zeigt sich jedoch eher
das Gegenteil: Die von ihrer Methodik und Datengrundlagen eher komplexen wirkungsorientierten
und gewichteten Bilanzen werden bezüglich Klarheit des Resultats und
Akzeptanz am positivsten beurteilt, obschon die Bilanzierung selbst mehrheitlich als
komplex wahrgenommen wird. Die Schadstoffbilanzen (VOC, CO 2 , Gefahrstoffe)
scheinen am ehesten unklare Ergebnisse zu erzeugen und die Daten werden auch
tendenziell als unsicherer wahrgenommen.

Kapitel 6: Empirische Bestandesaufnahme 227
Zustimmung betreffend Beurteilung
60%
50%
52.4%
53.3%
40%
37.1%
30%
20%
10%
28.6%
22.9%
20.0%
19.1%
5.7% 6.7%
14.3%
11.4%
6.7%
0%
Komplexität
hoch
Ergebnisse
unklar
Daten
unsicher
Akzeptanz
tief
Schadstoffbilanzen Input-Output-Bilanzen Bewertete Bilanzen
Abbildung 6.27: Beurteilung kritischer Aspekte der Bilanzierung
Der zunächst paradox erscheinende Befund kann verschiedene Ursachen haben –u.a.
den Glauben an die Modelle und die verwendete Software und sozusagen ein gewisser
Immunisierungseffekt durch Komplexität. Anderseits haben wir festgestellt, dass die
Bewerteten Bilanzen überdurchschnittlich häufig in Zusammenarbeit mit oder gänzlich
durch Berater erfolgt. Somit könnte auch die Autorität der entsprechenden Persönlichkeiten
positiv auf die Akzeptanz und Klarheit der Ergebnisse wirken.
6.3.4 Auswertung produktspezifischer Aspekte
Insgesamt gaben im allgemeinen Teil der Befragung 66 Unternehmen an, Produktökobilanzen
zu erstellen.
Den detaillierten Fragebogen zur Produktökobilanzierung haben schliesslich 27
Unternehmen beantwortet. Die nachfolgenden Auswertungen beziehen sich auf diese
Stichprobe. Von diesen Antwortenden setzen 26% Produktökobilanzen schon seit mehr
als 5Jahren ein, rund 40% verfügen über 3–5Jahre Erfahrung und weitere 26%
setzen das Instrument erst seit kurzem ein. Insgesamt bildet damit die Stichprobe
mehrheitlich die Einschätzungen von Personen ab, die über eine gewisse Erfahrung mit
Produktökobilanzen verfügen.

228 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Abbildung 6.28: Produktökobilanzen nach Branchen
6.3.4.1 Umfang, Erstellung und Auflösungsvermögen
Die Unternehmen wenden LCA mehrheitlich selektiv - sowohl für die Beurteilung
bestehender als auch neuer -Produkte an. Nur bei 2der antwortenden Unternehmen
werden alle Produkte untersucht.
7.7%
11.5%
Nur für ökologisch
positionierte Produkte
Für alle neuen Produkte
50.0%
15.4%
7.7%
7.7%
Für sämtliche Produkte
Für einige neue
Produkte
Für einige bestehende
Produkte
Für einige bestehende
und neue Produkte
Abbildung 6.29: Umfang der Produktökobilanzierung
Es handelt sich dabei um mittlere Unternehmen. Eines stammt aus der Kunststoffindustrie,
das andere stammt aus der Kategorie „andere Industrien“. Eine Konzentration

Kapitel 6: Empirische Bestandesaufnahme 229
der Anwendung auf ausschliesslich ökologisch positionierte Produkte nannten 4
Unternehmen.
Im Vergleich zur unternehmungsbezogenen Bilanzierung werden LCAs häufiger durch
externe Stellen erarbeitet: Berater, Forschungseinrichtungen und Arbeitsgemeinschaften/Verbände
sind deutlich häufiger an der Erstellung beteiligt und ein Drittel der
Unternehmen vergibt die Arbeiten vollständig an Dritte.
Interne Teams
66.7%
Externe Berater
29.6%
Forschungseinrichtungen
18.5%
Arbeitsgemeinschaft /
Verband
14.8%
0% 10% 20% 30% 40% 50% 60% 70% 80%
Abbildung 6.30: Interne und externe Erstellung von Produktökobilanzen
Das Auflösungsvermögen der erstellten Bilanzen ist bezüglich der erfassten als auch
bezüglich der ausgewerteten Input- und Output-Indikatoren detaillierter als bei den
unternehmungsbezogenen Bilanzen, wobei ein hoher Anteil der Antwortenden dazu
keine Auskunft geben konnte. Dies ist darauf zurückzuführen, dass rund ein Drittel ihre
LCAs durch Dritte erstellen lassen.
Ein Viertel der Befragten erfasst mehr als 20 Input-Indikatoren, insgesamt sind es bei
rund 40% mehr als 10 Inputs. Praktisch alle die Angaben dazu machen konnten, werten
weniger als 50 Input- Indikatoren aus. Offenbar waren hierzu die vorgegebenen
Kategorien zu grob gewählt, um eine Differenzierung vornehmen zu können.
Bei den Outputs kann zumindest festgestellt werden, dass das Auflösungsvermögen
der erfassten und ausgewerteten Sachbilanzen deutlich zeigt, dass Standard-Ökoinventare
eingesetzt werden und zur Erhöhung des Auflösungsvermögens beitragen:
Mehr als die Hälfte der Befragten die eine Antwort gaben, werten mehr Indikatoren aus
als sie erfassen. Der Einsatz von Ökoinventaren ist bei den anderen nicht aus-

230 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
geschlossen; offenbar wird dadurch die Anzahl beachteter Indikatoren jedoch nicht
erhöht.
Dass sich rund die Hälfte der Angaben-machenden Unternehmen in ihren LCA auf
weniger als 11 Outputs konzentriert, dürfte in Frage stellen, ob damit eine umfassende
ökologische Beurteilung überhaupt möglich ist. Insbesondere bei weniger als 6Outputs
ist ihre Eignung diesbezüglich erfahrungsgemäss eher fraglich. Zudem dürften die Lerneffekte
aus der Bilanzierung damit grundsätzlich eingeschränkt sein. Es offenbart sich
eine grosse Diskrepanz zum Stand der angewandten Ökobilanzforschung, aber auch zu
dem im Rahmen von EPDs heute üblichen Auflösungsvermögen. 370
6.3.4.2 Zweck, Nutzung und Institutionalisierung
Produktökobilanzen werden in den antwortenden Unternehmen vorwiegend für die
Schwachstellen-Analyse sowie die Information von Kunden und Mitarbeitenden
eingesetzt. Dieser Befund deckt sich weitgehend mit der 1997 durchgeführten Studie
von Frankl/Rubik. 371 Innovation durch Veränderungen entlang des Produktlebenszyklus
wird mit über 50% jedoch deutlich häufiger genannt. Produktvergleiche mit den
Mitbewerbern sowie den eigenen Produkten stehen noch vor der Gewinnung von
Kriterien für das Beschaffungswesen und schlussendlich der Erlangung von Umweltkennzeichen.
370
Siehe Abschnitt 5.2.5.
371
Siehe Abschnitt 6.1.1.9.

Kapitel 6: Empirische Bestandesaufnahme 231
Abbildung 6.31: Zweck von Produktökobilanzen
Bezüglich der Nutzung von LCA durch die einzelnen Funktionsbereiche dominieren -
wie schon durch Frankl/Rubik festgestellt -die Umweltfachstellen sowie Forschung und
Entwicklung. In unserer Befragung häufiger erwähnt wird hingegen die Produktion als
Nutzer von LCA für Entscheidungen. Geschäftsleitung, Einkauf und Marketing folgen.
Abbildung 6.32: Nutzung von Produktökobilanzen in den Funktionsbereichen
Bezüglich des Institutionalisierungsgrades lässt sich feststellen, dass nur 3 der
Befragten angaben, dass LCAs routinemässig und auf hohem methodischen Niveau in
der Organisation verankert sind. 56% ordnen ihre Aktivitäten der Lern-, resp.
Adaptionsphase zu. Wie schon bei den unternehmungsbezogenen Bilanzen –jedoch
deutlich ausgeprägter - ist zu beobachten, dass sich einige (5 von 11) noch der
Startphase zuordnen, obwohl sie LCA seit mehr als 3 Jahren einsetzen. Von
denjenigen, die LCA seit mehr als 3Jahren nutzen, gab eine deutliche Mehrheit an (5
von 6), dass ihre Art der Aktivitäten der Lernphase entspricht. Das deutet darauf hin,
dass LCA als ein Werkzeug für Spezialisten und weniger als ein Instrument des
strategischen Managements eingesetzt wird, wie dies Frankl anhand seiner Fallstudien
in einer Reihe von Unternehmen feststellen konnte. 372
372
Frankl, 2001, S. 6.

232 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Routine /
Integration
12%
Startphase /
Innovation
32%
Lernphase /
Adaption
56%
Abbildung 6.33: Institutionalisierungsgrad der Produktökobilanzierung
6.3.4.3 Beurteilung der Produktökobilanzierung
Den Produktökobilanzierenden wurden dieselben geschlossenen Fragen gestellt, wie
sie in Abschnitt 6.2.3.3 für die unternehmungsbezogenen Bilanzierung aufgeführt sind.
Die Beurteilung ist ebenfalls mehrheitlich positiv ausgefallen: Die Komplexität der
Bilanzierung wird bei Produkten noch ausgeprägter als hoch wahrgenommen und
entsprechend sind wohl auch die Ergebnisse häufiger unklar. Obwohl Lebenszyklusanalysen
in der Regel einen hohen Anteil an Ökoinventaren oder zumindest an durch
Dritte (Lieferanten, Experten, etc.) bereitgestellten Daten enthalten, erachten mehr 75%
die Datenbasis als sicher. Die Akzeptanz ist mit 75% wiederum sehr hoch. Nach
eingesetzten Methoden lässt sich keine Differenzierung vornehmen, die Nennungen
verteilen sich über alle Methoden und die Stichprobe ist insgesamt zu klein für weitere
Differenzierungen der Resultate.

Kapitel 6: Empirische Bestandesaufnahme 233
90%
80%
70%
76.0%
76.0% 75.0%
60%
56.0%
50%
40%
36.0%
30%
20%
20.0%
16.0% 16.7%
10%
4.0%
8.0%
8.0%
8.3%
0%
Komplexität
hoch
Ergebnisse
unklar
Daten
unsicher
geringe
Akzeptanz
Ja Nein Weiss nicht
Abbildung 6.34: Beurteilung kritischer Aspekte der Produktökobilanzierung
6.3.5 Auswertung der gemeinsamen Aspekte
Im abschliessenden Teil unserer Auswertung untersuchen wir drei Aspekte von
besonderer Bedeutung: es geht darum zu erfassen, ob neben der Sachbilanzierung
auch Operationen der Wirkungsanalyse und Gewichtung Eingang in die unternehmerische
Praxis gefunden haben und wie die Anwendenden die entsprechenden
Methoden beurteilen. Es interessiert uns insbesondere, ob sich Unterschiede zwischen
dem unternehmungsbezogenen und dem produktbezogenen Einsatz ergeben.
Schliesslich vergleichen wir die Einschätzungen zum Kosten-Nutzen-Verhältnis und
fragen nach der Einschätzung der zukünftigen Aktivitäten durch die antwortenden
Unternehmen.
6.3.5.1 Einsatz und Beurteilung von Wirkungsanalyse und Gewichtung
Die erhobenen Stoff- und Energieflüsse werden in der Regel nicht nur mittels algorithmusbasierter
und standardisierter Methoden numerisch beurteilt. Vielmehr geschieht
die Beurteilung mehrheitlich anhand sowohl numerischer als auch qualitativer Kriterien.

234 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Abbildung 6.35: Einsatz der verbal-argumentativen Beurteilung
Dies zeigt sich auch in den Antworten der befragten Unternehmen: in beiden
Anwendungsbereichen –LCA und unternehmungsbezogene Bilanzierung –kommt eine
verbal-argumentative Beurteilung zum Einsatz: Bei den Anwendenden von LCA in zwei
Drittel aller Fälle, bei der unternehmungsbezogenen Bilanzierung ist der entsprechende
Wert mit 78% noch ausgeprägter. Die meisten Input-Output-Bilanzen werden anhand
dieser Methodik beurteilt. Dabei steht das Kriterium der Gesetzesrelevanz bei beiden
Anwendungsbereichen deutlich im Vordergrund. Aber auch Risiko-Überlegungen,
Kosten und die Beeinflussbarkeit werden in rund der Hälfte aller Anwendungen als
Kriterien verwendet. Die öffentliche Wahrnehmung ist häufig auch ein Faktor der
Beurteilung. Bei Produktökobilanzen spielen diese Kriterien nur in wenigen Fällen eine
Rolle. Die häufig unter der Kategorie „Andere“ genannten Kriterien waren zudem
Entsorgung, Kundennutzen sowie Präzisierungen zur Gesetzesrelevanz.

Kapitel 6: Empirische Bestandesaufnahme 235
Abbildung 6.36: Einsatz von Wirkungskategorien
Zur Erfassung der Anwendung der Wirkungsanalyse wurden 14 der gängigsten
Wirkungskategorien auf Stufe Umweltveränderungspotential 373 zur Auswahl gegeben.
Es zeigt sich, dass die Wirkungsanalyse-Modelle in der Praxis sehr selektiv –wenn
überhaupt –Anwendung finden: nur 32.9% der Unternehmungsbilanzierenden setzen
dieses Element überhaupt ein, bei den LCA-Anwendenden sind es zwar 63% -
ISO14040 fordert jedoch ihren Einsatz in irgendeiner Form zwingend: 37% der Produktökobilanzen
sind also gemäss ISO14040 gar kein Ökobilanzen! Bei den verbleibenden
zwei Dritteln der LCA Anwendenden zeigt sich ein stark selektiver Einsatz der
verschiedenen Wirkungskategorien: nur die beiden globalen Umweltveränderungen
373
Siehe Abschnitt 4.3.4.1.

236 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Treibhauspotential und Ozonschichtabbau sind häufig genannt worden; alle anderen
werden in weniger als einem Drittel der Fälle angewendet.
In unternehmungsbezogenen Bilanzen sind die Wirkungskategorien nur selten zu
finden. Obwohl beispielsweise die Bildung bodennahen Ozons in der Schweiz ein
prominentes Umweltproblem darstellt, wird die entsprechende Wirkungskategorie nur
selten einbezogen. Umso erstaunlicher erscheint es deshalb, dass trotz grosser
Modellierungsunsicherheiten Ökotoxizitäts- und Humantoxizitätspotentiale häufiger zur
Auswertung herangezogen werden.
Abbildung 6.37: Einsatz von Standard-Gewichtungsmethoden
Das Bild differenziert sich weiter, wenn wir den Einsatz von Standard-Gewichtungsfaktoren
betrachten: diese kommen im Rahmen von LCA sehr häufig –in rund 90% der

Kapitel 6: Empirische Bestandesaufnahme 237
Fälle -zur Anwendung, während unternehmungsbezogene Bilanzen einen Wert von
40% aufweisen. Damit erstellen jedoch deutlich mehr Unternehmen gewichtete
Umweltbilanzen, als sie selbst deklariert hatten (nur 18% gaben dies bei der
entsprechenden Frage an). Diese Diskrepanz lässt sich dadurch erklären, dass der
Einsatz von Gewichtungsfaktoren aus der umweltökonomischen Forschung –
Emissionszuschläge – nicht als Gewichtungs- und damit als Teil der Ökobilanz-
Methodik eingestuft wurde. Unsere Formulierung bei der entsprechenden Frage -wir
hatten beispielhaft nur Methoden wie Umweltbelastungspunkte, etc. aufgeführt -dürfte
hier also einen verzerrenden Einfluss gehabt haben.
Tatsächlich sind Emissionszuschläge (aus Studien des BUWAL und des Bundesamtes
für Energie BfE oder des Schweizerischen Ingenieur Verbands SIA 374 ) die am
häufigsten genannten Standard-Faktoren zur Gewichtung der betrieblichen Stoff- und
Energiebilanzen. Sie basieren auf Studien zu Externen Kosten und/oder Erwartungswerten
bezüglich der zur Schliessung bestehender Ziellücken des CO 2 -Gesetzes
erforderlichen Lenkungsabgaben auf CO 2 .
An zweiter Stelle stehen Vermeidungskosten, also Abschätzungen darüber, was die
technische Reduktion bestimmter Inputs oder Output kosten würde, wobei unklar ist,
woher die Unternehmen diese Werte beschaffen und für welche Indikatoren Werte zur
Verfügung stehen. Uns sind dazu keine Studien für die Schweiz bekannt.
Ebenfalls häufig ist die Berechnung mittels Sanierungskosten – auch hier ist
weitgehend unklar, woher die Standard-Faktoren stammen und worauf sie sich
beziehen. Hier besteht also Forschungsbedarf für zukünftige Arbeiten. Die Praxis
scheint hier Methoden zu nutzen, die im Rahmen der Ökobilanzforschung nicht
thematisiert werden.
In der unternehmungsbezogenen Bilanzierung ist neben den Emissionszuschlägen mit
den Umweltbelastungspunkten gemäss BUWAL SRU 297 die Methodik der Ökologischen
Knappheit als zweite Standard-Gewichtungsmethodik in Gebrauch. Vereinzelt
ist auch das Konzept der schadensorientierten Gewichtung mit dem Eco-indicator 99,
resp. 95 anzutreffen. Bezüglich des Eco-indicator 95 ist bemerkenswert, dass zwei
Unternehmen noch mit einer Methodik arbeiten, die seit Jahren durch eine neue
Version abgelöst wurde.
Bei den Produktökobilanzen kommt vorwiegend die Ökologische Knappheit mit rund
40% der Nennungen zum Einsatz. Der Eco-indicator 99 findet in der aktuellen Version
in 25% und in der veralteten Version in immer noch beachtlichen 18.5% der Fälle
Anwendung. Andere Standard-Gewichtungsmethoden – EDIP und EPS (in der
Kategorie „Anderes“) werden je nur von einem Unternehmen genannt.
374
Siehe Anhang C4: Externe Kosten der SIA Norm SN 506 480: Wirtschaftlichkeitsrechnung für Investitionen
im Hochbau, SIA, Zürich, 2004 oder Infras, Econcept, Prognos: Die Vergessenen Milliarden:
externe Kosten im Energie- und Verkehrsbereich, Bern, 1996.

238 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Wiederum sind die Emissionszuschläge -obwohl in gängiger Software nicht enthalten –
auch in der Produktökobilanzierung häufig anzutreffen: 22.2% nutzen diese umweltökonomischen
Gewichtungsfaktoren.
Damit zeigt sich deutlich: in klarem Widerspruch zur ISO14040 Norm werden bei den
Antwortenden Unternehmen Gewichtungsmethoden der Wirkungsanalyse vorgezogen,
obwohl sie angeben, die LCAs für die Kommunikation mit Dritten zu verwenden. Die
Akzeptanz der Gewichtung ist offenbar als nicht gering einzustufen.
Die entsprechenden Fragen zeigen denn auch, dass Gewichtungsmethoden - hier
wurden beispielhaft in der Fragestellung wieder Umweltbelastungspunkte angeführt –
von zahlreichen Anwendenden mehrheitlich als nützlich eingestuft wurden: Die
Zustimmung belief sich hier auf knapp 70%, resp. sogar über 90%. Erstaunlicherweise
und offenbar im Gegensatz zum Befund der theoretischen Ökobilanzforschung –halten
immerhin jeweils die Hälfte der Befragten diese Verfahren für methodisch überzeugend.
Noch erstaunlicher ist der Anteil derjenigen, die sie für nicht überzeugend halten: nur
rund 15%. Immerhin konnte –oder wollte –ein hoher Anteil der Befragten hierzu keine
Aussage machen.
Abbildung 6.38: Beurteilung der Gewichtung
Vor dem Hintergrund der positiven Einschätzung von Gewichtungsfaktoren ist die
Frage, welche gesellschaftliche Instanz diese bemessen sollte, von besonderem
Interesse: Unter den Befragten geniesst hierzu die Gesellschaft (beispielsweise
repräsentiert durch Meinungsumfragen) das geringste Vertrauen: Aus beiden
Anwendungsbereichen zusammengenommen (N=100) ist nur eine einzige Nennung
dieser Kategorie zu verzeichnen. In beiden Bereichen erwartet man die Antworten
vielmehr von der Wissenschaft: 53% der Produktökobilanzierenden und 36% der unternehmungsbezogen
Bilanzierenden wählten diese Instanz. Damit anerkennen die

Kapitel 6: Empirische Bestandesaufnahme 239
Anwendenden zu grossen Teilen die Autorität der Wissenschaft und erwarten, dass sie
in der Lage ist, den Grünen Stein der Weisen zu finden. Dass sie genau dies nicht
kann, sondern, dass die Gesellschaft selbst -Politik oder Öffentlichkeit –letztlich mit
ihren Werturteilen entscheiden muss, ist eine der zentralen Erkenntnisse aus 30 Jahren
Ökobilanzforschung. 375 Sie wird von den Anwendenden hingegen ganz offensichtlich
nicht zur Kenntnis genommen !
Abbildung 6.39: Instanzen zur Festlegung von Gewichtungsfaktoren
An zweiter Stelle –in beiden Anwendungsbereichen –stehen die Unternehmen selbst,
noch vor dem Staat (politische Prioritäten und Gesetze). Die relativ geringe
Anerkennung des Staate als Instanz deutet indirekt darauf hin, dass die Methodik der
Ökologischen Knappheit als wissenschaftlich anerkannt wird – obwohl die Gewichtungsfaktoren
aus politischen Zielwerten abgeleitet werden und die theoretische
Ökobilanzforschung diese Methode mehrheitlich als unwissenschaftlich ablehnt.
Tatsächlich nannte nur eine einzige Person unter den Anwendenden dieser Methodik
den Staat als Instanz (N=23) !
Zwei der Befragten verwiesen unter der Kategorie „Andere“ darauf, dass man mehrere
Methoden parallel einsetzen, resp. alle Instanzen einbeziehen solle.
6.3.5.2 Beurteilung von Aufwand, Nutzen und Wirkung
Unsere Fragen zum Aufwand der Bilanzierung machten deutlich, dass nur wenige
Unternehmen die Ausgaben, resp. den internen Arbeitsaufwand erfassen. Bei den
unternehmungsbezogenen Bilanzierenden gaben nur 5.7% an, den Gesamtaufwand zu
375
Siehe Abschnitt 4.4.2.

240 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
erfassen, weshalb die Stichprobe für eine differenzierte Analyse der Kosten nach
Bilanzierungsarten oder Branche keine ausreichende Anzahl Fälle enthält. Bei den
Produktökobilanzierenden gaben immerhin 24% an, die Gesamtkosten zu erfassen –
das sind jedoch insgesamt nur 7 Fälle.
Für die unternehmungsbezogenen Bilanzen haben wir trotz der geringen Anzahl die
Ausgaben sowie die Gesamtkosten nach Unternehmungsgrösse ausgewertet
(statistisch nicht valide, da geringe Anzahl Fälle; häufig nur entweder Ausgaben oder
Zeitaufwand vorhanden): Es zeigt sich, dass die jährlichen Auslagen stark variieren. Der
hohe Initialaufwand einer erstmaligen Bilanzierung kann hier die Werte verzerren.
Abbildung 6.40: Erfassung des Aufwands zur Bilanzierung
Wir haben deshalb das 2. Quartil abgezählt und halten den entsprechenden Wert am
ehesten für aussagekräftig. Hier zeigt sich ein Zusammenhang mit der Unternehmungsgrösse.
Anzahl Mitarbeitende Min Max 2.Quartil von N N
1 - 50 CHF 5'000 CHF 10'000 CHF 8'000 bei 57% 7
51 - 500 CHF 2'000 CHF 100'000 CHF 10'000 bei 64% 14
501 - 5000 CHF 4'000 CHF 150'000 CHF 40'000 bei 55% 9
Abbildung 6.41: Jährliche Ausgaben für unternehmungsbezogene Bilanzen
Die grosse Streuung bei den internen Stunden deutet darauf hin, dass einige der
Befragten wohl eher den Zeitaufwand für Aufbau/Betrieb des UMS und nicht nur der
Bilanzen ausgewiesen haben, was die Gesamtkosten wiederum verzerren dürfte. Wir
haben die Arbeitsstunden mit je CHF 100.- bewertet und geben für die Gesamtkosten
(interner Zeitaufwand sowie Ausgaben) eine Bandbreite und das 2. Quartil an:

Kapitel 6: Empirische Bestandesaufnahme 241
Anzahl Mitarbeitende Min Max 2.Quartil von N N
1 - 50 CHF 2'000 CHF 40'000 CHF 17'500 bei 54% 11
51 - 500 CHF 1'000 CHF 115'000 CHF 10'000 bei 55% 20
501 - 5000 CHF 4'000 CHF 170'000 CHF 19'000 bei 50% 14
Abbildung 6.42: Jährlicher Gesamtaufwand für unternehmungsbezogene Bilanzen
Bei den jährlichen Ausgaben und Gesamtkosten zur Erstellung von Produktökobilanzen
verzichten wir auf eine detaillierte Auswertung. Immerhin lässt sich summarisch
feststellen, dass die Ausgaben (Zahlungen an Dritte) für die Erstellung von LCA in 65%
der Fälle mit maximal CHF 10'000 pro Jahr veranschlagt wurden –beginnend bei CHF
3'000 CHF und bei einem maximalen Wert von CHF 100'000.-, wobei 90% unter CHF
30'000.- lagen.
Die Angaben zu den Gesamtkosten lagen zwischen CHF 8'000.- und CHF 200'000.-,
mit einem 2. Quartil bei CHF 20'000.- .
Abbildung 6.43: Kosten-Nutzen-Beurteilung
Unabhängig von der quantitativen Erfassung des Aufwands wurde qualitativ nach dem
Kosten-Nutzen-Verhältnis gefragt: Es wird mehrheitlich als ausgeglichen oder gar
positiv beurteilt. Nur rund 10% der unternehmungsbezogenen Bilanzierenden und
knapp 10% der Produktbilanzierenden halten es für schlecht. Bezüglich LCA konnten
oder wollten sich fast 30% nicht äussern. Je rund ein Viertel beurteilt den Nutzen als
gut.
Eine Gesamtbeurteilung der Bilanzierung wurde bezüglich verschiedener Wirkungen
abgefragt. Dabei zeigt sich erneut eine deutlich positive Einschätzung durch die
Antwortenden und bezüglich beider Anwendungsbereiche. Die Kategorie „trifft nicht zu“
wurde nur vereinzelt (1.5% -3.5%) zu allen Wirkungen und über beide Anwendungsbereiche
als Antwort gewählt.

242 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Demnach erhöht die Bilanzierung von Stoff- und Energieflüssen die Glaubwürdigkeit,
fördert die Konzentration aufs Wesentliche und trägt zur Versachlichung der Diskussion
von Umweltfragen bei.
Abbildung 6.44: Wirkung im Unternehmen
Bei den unternehmungsbezogenen Bilanzierenden erfuhren auch die Argumente
„Eindeutigkeit von Kontrollgrössen“ und „Planbarkeit der Umweltleistung“ die
Zustimmung von jeweils rund der Hälfte aller Antwortenden. Nur je 12.3% ,resp. 16.4%
der Anwendenden waren der Ansicht, diese Wirkung würde „eher nicht“ eintreten.
Ökobilanzen tragen in den Augen der Antwortenden mehrheitlich dazu bei, neue
Erkenntnisse und/oder Ideen zu gewinnen.
Abbildung 6.45: Erwartete Entwicklung der Aktivitäten
Abschliessend wurde nach einer Einschätzung zur zukünftigen Nutzung von Bilanzen
gefragt: jeweils fast die Hälfte der Antwortenden geht davon aus, dass sie in ihren
Unternehmen mit einer Erhöhung der Aktivitäten innerhalb der nächsten 3 Jahre
rechnen. Einen Rückgang erwarten hingegen 15.4% der Produktökobilanzierenden.

Kapitel 6: Empirische Bestandesaufnahme 243
In Bezug auf die unternehmungsbezogene Bilanzierung erwarten nur wenige, dass die
Aktivitäten zukünftig zurückgehen werden.
Insgesamt sind somit Stoff- und Energiebilanzen in den befragten bilanzierenden
Unternehmen nachhaltig verankert.
6.4 Schlussfolgerungen
Die empirische Bestandesaufnahme sollte zeigen, ob, wie und mit welchem Nutzen die
Methodik der Ökobilanzierung in Unternehmen Anwendung findet. Dazu haben wir
einerseits die bestehende empirische Forschung zur Verbreitung und Beurteilung von
Produktökobilanzen aufgearbeitet und anderseits eine eigene Erhebung zu beiden
Anwendungsbereichen der Ökobilanz-Methodik unternommen.
Es wurde deutlich, dass sich der Einsatz von Produktökobilanzen in den untersuchten
europäischen Ländern auf wenige, hauptsächlich umweltengagierte Unternehmen
beschränkt. Die Erhebungen in Japan deuten hingegen darauf hin, dass dort die
Methodik LCA in der Industrie weitgehend bekannt ist und dass viele der Grossunternehmen
bereits Erfahrungen gesammelt haben.
Unsere Auswertung der bisherigen quantitativen Forschung offenbarte, dass bislang nur
Erhebungen durchgeführt wurden, die von einem pauschalen Begriff der Ökobilanzierung
ausgehen. Ohne eine methodische Differenzierung ist die Aussagekraft
sowohl zur Diffusion als auch zu den Einschätzungen durch die Anwendenden deshalb
eingeschränkt.
Dass in der Praxis unter dem Begriff auch Anwendungen subsumiert werden, die nur
einzelne Elemente des wissenschaftlichen Konzepts effektiv nutzen, zeigte sich in
unserer eigenen Erhebung. Produktökobilanzen werden demnach eher selten in hoher
Übereinstimmung mit den Anforderungen der internationalen Ökobilanz-Normen
ausgeführt. Es ist bezeichnend, dass die ISO Normen zur Produktökobilanzierung
selbst von den LCA anwendenden Unternehmen nur in einem Drittel der Fälle als
bedeutsam für ihre Arbeit taxiert wurden.
In der Regel ist das Auflösungsvermögen der in Unternehmen erstellten Ökobilanzen
gering, Methoden der Wirkungsanalyse werden nur von einer Minderheit eingesetzt. Die
in der Forschung umstrittenen und in der ISO 14040 nur für interne Zwecke
zugelassenen Gewichtungsmethoden werden hingegen häufig eingesetzt.
Ein bedeutender Anteil unserer Stichprobe beschränkt sich auf eine verbalargumentative
Beurteilung der Stoff- und Energieflüsse -erstellt also gar keine Produktökobilanzen,
wie sie der heute gängigen Definition entsprechen würden. Das geringe
Auflösungsvermögen der Sachbilanz lässt zudem berechtigte Zweifel aufkommen, ob
eine umfassende ökologische Beurteilung überhaupt stattfinden kann, und schöpft das
Lernpotential der Methodik nicht voll aus.
Bezüglich der unternehmungsbezogenen Bilanzierung konnten wir ein breites Spektrum
von Anwendungen der Stoff- und Energiebilanzierung ausmachen. Die Mehrheit der

244 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
ISO 14001 Zertifizierten in unserer Stichprobe erstellt Input-Output-Bilanzen, obwohl
dies von der Norm selbst nicht gefordert wird. Sachbilanzen haben sich in diesen
Unternehmen also durchgesetzt. Allerdings ist auch in dieser Anwendung festzustellen,
dass das stoffliche Auflösungsvermögen mehrheitlich gering ist. Im Vergleich zu
unserem Referenzmodell (erweiterte Systemgrenzen sowie Wirkungsanalyse und/oder
Gewichtung)
376
finden sich umfassende Betriebsökobilanzen nur vereinzelt:
insbesondere eine Betrachtung jenseits des Standortes ist selten anzutreffen und
beschränkt sich auf Energiebereitstellung, Entsorgung und Transporte – die
„eingekaufte Umweltbelastung“ durch Materialien oder Halbfabrikate wird nur von 4der
72 antwortenden Unternehmen -die Umweltbelastung im Rahmen der Produktnutzung
gar nur von 2 Betrieben - in die Bilanzierung einbezogen. Das bedeutet, dass die
dominierende Mehrheit im Rahmen ihrer unternehmungsbezogenen Bilanzierung keine
Quantifizierung von Umweltbelastungen entlang der Wertschöpfungskette vornimmt,
obwohl dies erfahrungsgemäss von zentraler ökologischer Bedeutung wäre. Und dies
obwohl immerhin ein Drittel der Befragten die Erweiterung der Systemgrenze um Vorund/oder
Nachstufen als sinnvoll und nutzenstiftend beurteilt.
Das Element der Wirkungsanalyse spielt in der unternehmungsbezogenen Anwendung
ebenfalls keine nennenswerte Rolle. Dies im Gegensatz zu Gewichtungsmethoden:
insbesondere Externe Kosten in Form von Emissionszuschlägen scheinen als
Grundlage zur Beurteilung durchaus von Bedeutung – bei knapp einem Viertel der
Befragten. Auch das Konzept der Ökologischen Knappheit kommt relativ häufig zur
Anwendung.
Es war festzustellen, – soweit dies die beschränkte Anzahl Fälle zuliess – dass
diejenigen Unternehmen, die modellbasierte Umweltindikatoren verwenden –beispielsweise
Treibhauspotential, Umweltbelastungspunkte oder Eco-indicator-Punkte – in
einigen Fragen besonders hervortraten: Sie gaben überdurchschnittlich häufig an, dass
die Ergebnisse ihrer Bilanzierung klare Resultate zeigen und gut akzeptiert werden. Sie
zeigten eine stärkere Ausprägung bezüglich der Integrations- und Organisationsfunktion.
Anderseits werden diese Bilanzen überdurchschnittlich häufig mit Unterstützung
von Ökobilanz-Software und/oder externen Beratern erstellt. Sie wurden mehrheitlich
schon vor einigen Jahren eingeführt und scheinen bei Unternehmen, welche
erst seit kurzem zertifiziert wurden, weniger häufig eingesetzt zu werden.
Dieser relative Rückgang steht im Kontrast zur insgesamt bemerkenswert positiven Einschätzung
von Gewichtungsmethoden in beiden Anwendungsbereichen
(Produkt/Unternehmung): Einerseits erachten mehr als drei Viertel der Befragten die
Methoden als nützlich und -den Bedenken der theoretischen Ökobilanzforschung und
der internationalen Normierung zum Trotz –mehrheitlich als methodisch überzeugend.
Dabei wird eine Festlegung der Gewichtungsfaktoren vor allem von der Wissenschaft
erwartet. Man vertraut offenbar auf die Autorität der Experten. Dies, obwohl deren
Exponenten selbst deutlich machen, dass nur die subjektiven Werturteile der
376
Siehe Abschnitt 6.1.

Kapitel 6: Empirische Bestandesaufnahme 245
Gesellschaft als Massstab einer Gewichtung dienen können. Der Grüne Stein der
Weisen entspricht offenbar bei einem hohen Anteil der Befragten einem Bedürfnis.
In Bezug auf die Verankerung im Unternehmen konnte gezeigt werden, dass die
Bilanzierenden die Ergebnisse nicht nur beschränkt im Rahmen der Umweltfachstelle,
sondern gemeinsam mit Geschäftsleitung, Produktion, Forschung und Entwicklung als
auch Marketing und Einkauf einsetzen. Dies deutet auf eine gute Verankerung in der
Organisation hin: in den meisten Fällen haben die Bilanzierungen das Stadium eines
Pilotprojekts überschritten und die Anwendung wird auf spezifische Bedürfnisse
verschiedener Stellen in den Unternehmen zugeschnitten. Die unternehmungsbezogenen
Bilanzen werden bei rund einem Viertel routinemässig eingesetzt, während
dieser Status bei den Produktökobilanzen nur vereinzelt zu verzeichnen ist.
Nur wenige Unternehmen erwarten schliesslich einen Rückgang ihrer Aktivitäten zur
Ökobilanzierung. Fast die Hälfte geht hingegen davon aus, dass die Erfassung und
Beurteilung von Stoff- und Energieflüssen innerhalb der nächsten drei Jahre
ausgeweitet wird.
Insgesamt kann aus den Ergebnissen geschlossen werden, dass die verschiedenen
Methoden zur Bilanzierung in den zertifizierten Unternehmen gut etabliert sind. Ihre
weitere Diffusion ist damit eng an die zukünftige Verbreitung von ISO 14001
Zertifizierungen gekoppelt.
Vergleicht man den heutigen Stand der Praxis mit den Ansprüchen der Wissenschaft,
so besteht noch erhebliches Verbesserungspotential, um von den heute sehr selektiven
und fokussierten Anwendungsformen der Praktiker zu einer wirklich umfassenden und
systematischen Erfassung und Beurteilung der Stoff- und Energieflüsse zu kommen.
Die positiven Einschätzungen derjenigen Unternehmen, die hier schon weiter
fortgeschritten sind, lassen dazu ein erhebliches Potential vermuten, welches durch
flankierende Massnahmen seitens Wissenschaft und Politik genutzt werden könnte.
Japans koordinierte Vorgehensweise beweist, dass Ökobilanzen durchaus aus der
Öko-Nische herausgeführt und in der Wirtschaft breit verankert werden können.

Kapitel 7: Zusammenfassung 247
7 Zusammenfassung
Ausgangspunkt unserer Bestandesaufnahme bildete die Frage, ob Ökobilanzierung
nach über 30 Jahren Forschung an der Schnittstelle zwischen Natur- und Wirtschaftswissenschaften
einen nachweisbaren Beitrag zur Überwindung der konstatierten
Ökologischen Beliebigkeit erbringen kann. Anhand von drei Phasen haben wir mit
unterschiedlichen Schwerpunkten die Genese der Methodik und ihrer
Institutionalisierung als Wissenschaft nachgezeichnet.
Danach haben wir die Umsetzung von Ökobilanzen in schweizerischen Unternehmen
anhand einer detaillierten Befragung im Detail untersucht und die Einschätzungen der
Anwendenden erfasst.
Abbildung 7.1: Meilensteine und Phasen des Projekts Ökobilanz
Abschliessend sind unsere Erkenntnisse nun entsprechend unserer Ausgangsfrage zu
beurteilen: In Kapitel 2 haben wir dazu die Herstellung ökologischer Rationalität in
Gesellschaft, Volkswirtschaft und Unternehmung als Massstab bestimmt.
Dabei diente uns die Systemtheorie Luhmanns als forschungsmethodischer Zugang,
um eine vernünftige -logisch und sachlich korrekte –ökologische Beurteilung transdisziplinär,
aber dennoch trennscharf für jede der drei Betrachtungsebenen zu
definieren. ökologische Rationalität ist demnach auf gesellschaftlicher Ebene darauf
gerichtet, eine ökologische Rückbetroffenheit der Gesellschaft herzustellen, die zur
angemessenen Reaktion der Gesellschaft auf die von ihr selbst geschaffenen
Gefährdungen führt. Die forschungsleitende Frage dazu lautete: „Können Ökobilanzen
zur rationalen Codierung ökologischer Informationen in den gesellschaftlichen

248 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Funktionssystemen beitragen“ Entsteht gar mit der Ökobilanzierung ein spezifisch auf
die ökologische Nachhaltigkeit ausgerichtetes Funktionssystem
Die Beantwortung dieser Frage führt über die Feststellung, ob die entsprechenden, von
Luhmann formulierten Eigenschaften solcher Systeme – die Codierung eines
zweiwertigen, geschlossenen Codes sowie seine offene Programmierung –vorliegen.
Diesbezüglich kommen wir zu einem klaren Befund: Ja, wir glauben nachweisen zu
können, dass das Projekt Ökobilanz diese Merkmale in typischer Ausprägung aufweist.
Zunächst, weil Ökobilanzen darauf abzielen, Informationen in den Kategorien
umweltbelastend/umweltgerecht digital zu codieren. Dieser Code ist in sich universell
und geschlossen. Genauso wie Recht oder Unrecht entsteht dieser Code immer relativ
und mit einer bestimmten Richtung –besser oder schlechter. Gewichtete, numerische
Resultate von Ökobilanzen repräsentieren in letzter Konsequenz diesen Code durch
Vergleich mit Bestehendem oder Geplantem. Sie dienen der Programmierung des
Codes analog zu Preisen.
Ökobilanzierung als Methodik - als die Summe von Operationen zur rationalen
Herstellung dieses Codes -ist das zugehörige Programm. Als zentrales Indiz führen wir
die diagnostizierte Paradoxie an, dass die theoretische Ökobilanzierung als Wissenschaft
die Herstellbarkeit des Grünen Steins der Weisen deutlich verneint – viele
Anwendende in den Unternehmen ihr jedoch genau diese Fähigkeit zuschreiben. Das
kennt man aus den anderen Funktionssystemen –man erwartet beispielsweise von der
Judikativen Gerechtigkeit –Richter und Anwälte sprechen hingegen von Urteilen, da für
sie als Repräsentanten des Systems Gerechtigkeit eben so digital gar nicht existiert.
Ökobilanzforschende können auch nur auf viele Fragen verweisen, die es zu
beantworten gäbe, deren Beantwortung aber in der Praxis gar nie abschliessend
vorgenommen werden kann. Die angewandte Ökobilanzforschung und ihre Produkte –
Ökoinventare, Charakterisierungs- und Gewichtungsfaktoren überbrückt diese Situation
und bedient mit wissenschaftlicher Autorität diejenigen, welche versuchen, ökologische
Informationen rational zu codieren.
Die Anwendenden ihrerseits lassen erkennen, das ein Code umweltgerecht/umweltbelastend
auch aus betriebswirtschaftlicher Sicht Nutzen stiftet. Unternehmen können
damit Managementaufgaben im Zusammenhang mit Umweltfragen sachlich, fokussiert
und steuerungswirksam wahrnehmen. Wir haben nachgewiesen, dass die
Unternehmen Ökobilanzen als nutzenstiftend, steuerungswirksam und glaubwürdigkeitsfördernd
einschätzen. Produktökobilanzen tragen durch ihren Einsatz in Forschung
und Entwicklung dazu bei, Innovationen und damit zukünftige Erfolgspositionen zu
schaffen – oder bestehende durch die Beseitigung von Schwachstellen nicht zu
gefährden. Für unternehmungsbezogene Bilanzen konnten wir positive Wirkungen auf
das operative Management feststellen: Der verbreitete Einsatz von Emissionszuschlägen
oder der Ökologischen Knappheit zur Gewichtung deutet darauf hin, dass
sie als Frühwarnsystem zur Kostenvermeidung erachtet und eingesetzt werden. Damit
leisten Ökobilanzen auch einen Beitrag zur Herstellung ökologischer Rationalität aus

Kapitel 7: Zusammenfassung 249
Sicht der Betriebswirtschaft. Der Umstand, dass Stoff- und Energiebilanzen weder vom
Gesetzgeber, noch von ISO 14001 vorgeschrieben werden, aber immerhin in 75% der
uns antwortenden 240 Unternehmen Verwendung finden, ist auf dieser Ebene ein
deutliches Indiz. Ein zweites Indiz ergibt sich aus dem Befund, dass die internationale
Standardisierung von Ökobilanzen über Environmental Product Declarations EPDs
wesentlich durch die Wirtschaft selbst vorangetrieben wird. Das lässt darauf schliessen,
dass man sich davon strategische Vorteile im Wettbewerb erhofft. Die Überwindung der
Ökologischen Beliebigkeit erlaubt auf dem Markt eine klare Ausrichtung der Aktivitäten,
die Umsetzung ökologischer Marktführer-Strategien und verspricht Pionieren durch die
aktive Gestaltung eines ökologischen level playing fields, strategische Erfolgspotentiale.
Bleibt schliesslich die Frage, was Ökobilanzen heute zur Herstellung ökologischer
Rationalität auf volkwirtschaftlicher Ebene leisten. Im Rahmen unserer methodischen
Analyse wurde deutlich: die zur neoklassischen Optimierung der Effizienz erforderlichen
Emissions-, Immissions-, Transmissions- und Evaluationsfunktionen sind weitgehend
mit der Betrachtungsweise der formalisierten Ökobilanzierung identisch. In diesem
Sinne könnte man Ökobilanzen als Instrument der neoklassischen Umweltökonomie
bezeichnen. Sie zielen auch auf eine Optimierung und benötigen eine Vielzahl von
Konventionen, resp. starken Vereinfachungen um zu einem eindeutigen Resultat zu
gelangen. Dies ist vor allem für die schadensbasierten Wirkungsanalyse und
Gewichtungsmethoden zutreffend. Damit unterliegen diese stark formalisierten
Anwendungen von Ökobilanzen denselben Restriktionen wie sie in Kapitel 2für die
neoklassischen Ansätze angeführt wurden. Die sogenannten distance-to-target-
Methoden – beispielsweise die in den befragten Unternehmen recht populäre
Ökologische Knappheit –entsprechen aus volkswirtschaftlicher Sicht einem standardpricing
Ansatz.
Ökobilanzen sind jedoch in der Regel umfassender operationalisiert als die
neoklassischen Instrumente, da sie geeignet sind, eine grosse Anzahl von Inputs und
Outputs abzudecken und diverse Umweltveränderungen und Schäden gleichzeitig
einschliessen können, sofern man den jeweiligen Konventionen und Modellen
ausreichende Autorität zubilligt.
Ökobilanzen sind darüber hinaus geeignet, den Diskurs zwischen Verursachenden und
Betroffenen oder anderen Anspruchsgruppen rational zu unterstützen und können
jenseits numerischer, rein modellbasierter Optimierung als Instrument zur Führung
kollektiver Lern- und Verhandlungsprozesse eingesetzt werden. Dies kommt dem
Anspruch der generischen, idealtypischen Methodik der theoretischen Ökobilanzforschung
am nächsten. Sie stimmt mit den Empfehlungen kritischer Umweltökonomen
überein, angesichts der niemals abschliessend erfassbaren Komplexität ökologischer
Rückbetroffenheit -neben einer rein datengestützten Rationalität -der Rationalität des
Verhandlungsprozesses Beachtung zu schenken. Insofern sind Ökobilanzen wichtige
Instrumente zur Herstellung ökologischer Rationalität auf der Ebene der Ökonomie.

250 30 Jahre Ökobilanz – Eine Bestandesaufnahme
Vergleichen wir schliesslich die anfangs der 70er Jahre formulierte Vision der eingangs
erwähnten St. Galler Forschenden mit dem heutigen Stand des Projekts Ökobilanz,
ergibt sich eine zwiespältige Bilanz: das Potential der Methodik für die Realisierung
einer ökologisch nachhaltigen Wirtschaftsentwicklung wurde bislang in keiner Weise
ausgeschöpft. Die Umweltpolitik hat wenig Notiz von der Ökobilanz als Instrument der
Steuerung genommen, sondern erachtet es noch immer vorwiegend als Instrument zur
Informationsgewinnung. Dieser Befund trifft insbesondere für die Schweiz zu.
Das erscheint uns bedauerlich, denn wir meinen nachweisen zu können, dass ein -
durch eine anerkannte Institution -angebotener Grüner Stein der Weisen zumindest
von den umweltengagierten Unternehmen durchaus aufgegriffen würde. Das dem so ist
- und dieser Befund spricht für die Überzeugungskraft und Qualität der Vision von
Müller-Wenk und seinen Kollegen –zeigt sich darin, dass wesentliche Elemente ihres
Konzepts der Ökologischen Buchhaltung nach 30 Jahren in der Praxis anzutreffen sind
und die internationale Ökobilanzbewegung wesentlich geprägt haben.

Literaturverzeichnis 251
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In den Fussnoten verwendete Hinweise auf weiterführende Informationen im Internet:
http://galacenters.org
http://de.wikipedia.org/wiki/Energie
http://de.wikipedia.org/wiki/Enthalpie
http://LCA-netc.com/SPOLD/whatis.html
http://www.ecoinvent.ch
http://www.environdec.com/international/programs.asp
http://www.ecology.or.jp/isoworld/english/analy14k.htm
http://www.information-factory.com
http://www.ISO.org/ISO/en/stdsdevelopment/tc/
http://www.iwoe.unisg.ch
http://www.japanfs.org
http://www.JEMAI.or.jp/ecoleaf_e/
http://www.jepix.org
http://www.lcacenter.org/INLCA-LCM03/Index.html
http://www.nachhaltiges-investment.org
http://www.nas.nasa.gov/about/education/ozone/history.html
http://www.net-lexikon.de/Exergie.html
http://www.scientificjournals.com/sj/LCA
http://www.sntt.or.jp/ecobalance/
http://www.umberto.de

Anhang: Fragebogen & Auswertung 267
Anhang: Fragebogen & Auswertung

A.1
Publikation Umweltangaben
Publiziert Ihr Unternehmen regelmässig
Angaben zum UMS bzw. zur
Umweltleistung
%absolut
Ja 46.3 106
Nein 53.7 123
N 229
Nein
53.7%
Ja
46.3%
A.2
ISO 14001 Zertifizierung
Verfügt das Unternehmen über ein
ISO14001-zertifiziertes
Umweltmanagementsystem
%absolut
Ja 79.5 182
Nein 12.7 29
Geplant / im Aufbau 5.7 13
Aufgegeben 2.2 5
N 229
F01
Nein
12.7%
Geplant / im
Aufbau
5.7%
Aufgegeben
ISO 14001 Zertifizierung
2.2%
Ja 182.0
Nein 29.0
Geplant / im Aufbau13.0
Aufgegeben 5.0
229.0
Alle Cases
Ja
79.5%
Anhang Seite 1

A.2a
Zeitpunkt der ersten ISO-Zertifzierung
Wann wurde das Unternehmen resp. Teile
davon erstmals zertifiziert
%absolut
1995-1997 29.7 54
1998-2001 50.0 91
2002- 20.3 37
N 182
1995-1997
1998-2001
2002-
N
Alle Cases
2002-
20.3%
1995-1997
29.7%
1998-2001
50,0%
Anhang Seite 2

A.3
Ansprüche der Stakeholder
In welchem Ausmass ist Ihr Unternehmen von umweltbezogenen Ansprüchen der
folgenden Interessengruppen betroffen
F3
100% 0.4 1.3 4.2
0.0 0.0
5.9
3.2
4.5 1.8 1.8 4.1
9.9 11.3
21.3 13.0
3.6
23.1
18.1
22.2 35.7
Ansprüche Stakeholder
18.4
27.4
80%
48.4
48.2
60.1
52.4
32.1
Kunden Lieferanten Handel
MitbewerberMitarbeiter
60% Gar nicht 26.51162791 19.457 5.35714
Wenig 56.3
56.27906977 52.4887 58.9286 47.1
40.8
56.4
Stark 13.02325581 39.9
52.5
55.2 22.1719 35.7143
40% Weiss nicht 4.186046512 5.88235 0
58.9
36.9
Gar nicht 46.7
52.9 57 43 38.7 12
Wenig 36.8
20%
121 116 132
Stark 30.9
26.5
28.3 28 49 30.8 80
20.9
Weiss nicht 19.5
19.9
11.7
9 13
4.4
5.4 3.1
7.1
0%
215 221 224
Alle Cases
Kunden
Lieferanten
Handel
Mitbewerber
Mitarbeiter
Management
Eigentümer
Banken/Versich.
Gewerkschaften
Umweltschutzorg.
Lok. Bevölkerung
Behörden
Presse/Medien
Gar nicht Wenig Stark Weiss nicht
Kunden
Lieferanten
Handel
Mitbewerber
Mitarbeiter
Management
%
Gar nicht 4.4 21 27 19 5.4 3.1 12 31 53 28 20 7.1 31
Wenig 47 56 56 52 59 37 37 41 32 40 55 39 47
Stark 48 21 13 22 36 60 48 18 3.6 27 23 52 18
Weiss nicht 0.4 1.3 4.2 5.9 0 0 3.2 9.9 11 4.5 1.8 1.8 4.1
absolut
Gar nicht 10 47 57 43 12 7 26 69 117 63 44 16 68
Wenig 105 127 121 116 132 82 82 91 71 89 122 87 104
Stark 109 48 28 49 80 134 107 41 8 61 51 118 40
Weiss nicht 1 3 9 13 7 22 25 10 4 4 9
N 225 225 215 221 224 223 222 223 221 223 221 225 221
Eigentümer
Banken/Versich.
Gewerkschaften
Umweltschutzorg.
Lok. Bevölkerung
Behörden
Presse/Medien
Anhang Seite 3

A.4
Teil eines internationalen Konzerns
Ist Ihr Unternehmen Teil eines
international operierenden Konzerns und
werden Ihre Umweltaktivitäten durch ein
ausländisches Mutterhaus
wesentlich geprägt
%absolut
Ja 25.6 59
Nein 74.0 171
Weiss nicht 0.4 1
N 231
F4
Teil internationaler Konzern
Ja
Nein
Weiss nicht
N
Weiss nicht
0.4%
Ja
25.6%
Alle Cases
Nein
74.0%
A.5
Export-Orientierung
Ist Ihr Unternehmen stark exportorientiert
und orientieren sich Ihre Umweltaktivitäten
deshalb stark an den Erfordernissen
ausländischer
Märkte
%absolut
Ja 33.3 77
Nein 66.7 154
N 231
F5
Exportorientiert
Ja
Nein
N
Alle Cases
Ja
33.3%
Nein
66.7%
Anhang Seite 4

A.6
Einsatz von Stoffbilanzen
Werden in Ihrem Unternehmen
Stoffbilanzen (z.B. f ür VOC oder CO2),
Input-Output-Bilanzen, Energiebilanzen
oder Ökobilanzen eingesetzt
%absolut
Nein 24.6 59
Unt.-bezogen 47.9 115
Produktbezogen 4.6 11
Unt.- & P.-bezogen 22.9 55
N 240
F6
Einsatz Stoffbilanzen
Nein
Unternehmungsbezogen
Unternehmungs-
Produktbezogen
und
Unternehmungs- produktbezogen und produktbezogen
N 22,9%
Alle Cases
Nein
24.6%
Produktbezogen
4.6%
Unternehmungsb
ezogen
47.9%
Anhang Seite 5

B.1
Unternehmensbezogene Methoden
Welche der folgenden stoff- und energieflussbezogenen Instrumente werden in
Ihrem Unternehmen eingesetzt
N = 149
(Mehrfachnennungen)
F8
Unternehmensbezogene Methoden
Energiebilanz
Prozent Ja N
Wirkungsorientierte Umweltbilanz 13.4% 55.7% 20 149
Umweltkostenrechnung 16.1% 24 149
Gewichtete Umweltbilanz 18.8% 48.3% 28 149
Gefahrstoffbilanz 20.1% 30 149
Umweltkennzahlen 28.9% 43 149
VOC-Bilanz 37.6% 37.6% 56 149
CO2-Bilanz 48.3% 72 149
Emissionsstatistiken 55.7% 83 149
28.9%
Input-Output-Bilanz 65.1% 97 149
Energiebilanz 69.8% 104 149
20.1%
Alle unternehmensbezogen auswertenden Unternehmen
Input-Output-Bilanz
Emissionsstatistiken
CO2-Bilanz
VOC-Bilanz
Umweltkennzahlen
Gefahrstoffbilanz
Gewichtete Umweltbilanz
Umweltkostenrechnung
Wirkungsorientierte Umweltbilanz
18.8%
16.1%
13.4%
69.8%
65.1%
0% 10% 20% 30% 40% 50% 60% 70% 80%
Anhang Seite 6

X:B.1 Unternehmensbezogene Methoden
Spezialauswertung zu Frage B.1: Wieviele der oben genannten Methoden werden
gleichzeitig eingesetzt
N = 149
(Mehrfachnennungen)
F8a
Anzahl Methoden
0 Methoden
1 Methode
2 Methoden
20%
3 Methoden
4 Methoden
18%
18.1% 18.8% 5 Methoden
6 Methoden
16% 7 Methoden
16.1%
8 Methoden
14% 9 Methoden
14.1%
12.8%
12%
Alle unternehmensbezogen auswertenden Unternehmen
10%
10.1%
8%
6%
7.4%
4%
2%
0%
1.3%
0.7% 0.7%
0 Methoden
1 Methode
2 Methoden
3 Methoden
4 Methoden
5 Methoden
6 Methoden
7 Methoden
8 Methoden
9 Methoden
Anhang Seite 7

B.2
Einsatzzeit der Methoden
Seit wann werden die folgenden stoff- und energieflussbezogenen Instrumente in
Ihrem Unternehmen eingesetzt
N = 70
Seit wann werden die folgenden stoff- und energieflussbezogenen Instrumente in
Ihrem Unternehmen eingesetzt
F9
Energiebilanz
Einsatzdauer Methoden
12.0
15.1
17.6
14.3
18.9 11.7
36.0
32.4 0.9
Wirkungsorientierte Umweltkostenrechnung
Gewichtete UmweltbilanzGefahrstoffbilanz
Umweltkennzahlen
kein Einsatz 56.96202532 54.4304 44.186
seit 1-2 Jahren 6.329113924 15.1899 8.13953
seit 3-5 Jahren 22.8
26.7 18.98734177 30.7 8.86076 19.8 24.4186 0.0
seit > 5 Jahren 15.18987342 17.7215 22.093
Weiss nicht 2.53164557 3.79747 1.16279
N 79 79 86
33.7
18.9
32.6
13.7 1.1
Input-Output-Bilanz
Emissionsstatistiken
CO2-Bilanz
Alle unternehmensbezogen auswertenden Unternehmen
VOC-Bilanz
Umweltkennzahlen
Gefahrstoffbilanz
Gewichtete Umweltbilanz
Umweltkostenrechnung
Wirkungsorientierte Umweltbilanz
44.2
54.4
57.0
63.8
71.4
32.0
40.3
8.1
15.2
6.3
24.4
7.5
8.9
19.0
7.1
37.6
15.0
29.4
7.1
22.1
17.7
15.2
0.8
0.8
1.2
3.8
2.5
12.5 1.3
11.4 2.9
0% 20% 40% 60% 80% 100%
kein Einsatz
seit 1-2 Jahren
seit 3-5 Jahren
seit > 5 Jahren
Weiss nicht
Anhang Seite 8

B.3
Wirksamkeit der Methoden
Welches der in Ihrem Unternehmen eingesetzten Instrumente ist nach Ihrer
Meinung das wirksamste
N = 149
F10
Wirksamste Methode
Input-Output-Bilanz
Gefahrstoffbilanzen
Wirkungsorientierte Umweltbilanz
Umweltkostenrechnung
VOC-Bilanz
Bewertete Umweltbilanz
Emissionsstatistiken in Kg
CO2-Bilanz
Umweltkennzahlen
Energiebilanz
Input-Output-Bilanz
N
Energiebilanz
Umweltkennzahlen
CO2-Bilanz
Alle unternehmensbezogen auswertenden Unternehmen
Emissionsstatistiken in Kg
Gewichtete Umweltbilanz
VOC-Bilanz
Umweltkostenrechnung
Wirkungsorientierte Umweltbilanz
Gefahrstoffbilanzen
2.7%
1.3%
3.4%
5.4%
8.1%
8.1%
7.4%
20.1%
19.5%
24.2%
0% 5% 10% 15% 20% 25% 30%
Anhang Seite 9

B.4
Rhythmus der Datenerhebung
In welchem Rhythmus werden die für die
Berechnung der Bilanzen notwendigen
Daten erfasst (Periodizität der
Datenerhebung)
%absolut
Quartalsweise 16.4 12
Halbjährlich 5.5 4
Jährlich 74.0 54
Alle 2 Jahre 2.7 2
N 72
F11
Rhythmus der Datenerhebung
Quartalsweise
Halbjährlich
Jährlich
Alle 2 Jahre
N
Alle 2 Jahre
3%
Unternehmensbilanzierer gemäss Selektion
Quartalsweise
17%
Halbjährlich
6%
Jährlich
74%
B.5
Vollständigkeit der Datenerhebung
Wie beurteilen Sie die Vollständigkeit der
Datenerfassung in Bezug auf den
gesamten entsprechenden Stoff - bzw.
Energiehaushalt in Ihrem
Unternehmen
%absolut
Hoch (80-100%) 62.5 45
Mässig (50-79%) 34.7 25
Gering ( 50%) 1.4 1
Weiss nicht 1.4 1
N 72
F12
Vollständigkeit der Datenerhebung
Gering (50%)
1%
Hoch (80-100%)
Mässig (50-79%)
Gering ( 50%)
Weiss nicht
Total
Mässig
(50-79%)
35%
Weiss nicht
1%
Hoch
(80-100%)
63%
Anhang Seite 10

B.6
Organisatorischer Bezug
Welchen organisatorischen Bezug haben die erstellten Bilanzen
N = 73
(Mehrfachnennungen)
Anderes Einzelne Abteilungen Prozesse Tochterunternehmen Standorte
Anzahl 0.054794521 0.06849 0.41096
N 4 61.6% 5 30
73 73 73
Gesamtunternehmen
Standorte
Tochterunternehmen
Abteilungen
Einzelne Prozesse
Anderes
5.5%
5.5%
2.7%
6.8%
41.1%
0% 10% 20% 30% 40% 50% 60% 70%
B.7
Reichweite der Bilanzen
Welches ist die Reichweite der in Ihrem
Unternehmen erstellten Bilanzen
(Systemgrenzen)
%absolut
Standort 80.3 57
inkl. vor-/nachgel.St. 16.9 12
Weiss nicht 2.8 2
N 71
inkl. vor- oder
nachgelagerte
Stufen
17%
Weiss nicht
3%
Standort
80%
Anhang Seite 11

B.7a
zusätzlich berücksichtigte Aktivitäten
absolut
Welche Aktivitäten werden zusätzlich zum Produktnutzung 2
Standort berücksichtigt
Rohmaterial/Halbfabrikate 4
Zugekaufte Transporte 7
Eigene Transporte 9
Energiebereitstellung 9
Abfallentsorgung 9
(Mehrfachnennungen) N 12 von 71
Abfallentsorgung
Energiebereitstellung
Eigene Transporte
Zugekaufte Transporte
Rohmaterial/Halbfabrikate
Produktnutzung
9
9
9
7
4
2
0 4 8 12
Anhang Seite 12

B.8
Nutzen erweiterter Systemgrenzen
Bringt es Ihrer Meinung nach einen
Nutzen, die Systemgrenzen über den
Standort, resp. das Werkareal hinaus zu
definieren
%absolut
Ja 37.0 27
Nein 45.2 33
Weiss nicht 17.8 13
N 73
F16
Nutzen erweiterter Systemgrenzen
Weiss nicht
Ja
17.8%
Nein
Weiss nicht
Ja
37.0%
Nein
45.2%
B.8a
Nutzen erweiterter Systemgrenzen
Welchen Nutzen bringt die erweiterte Fassung der Systemgrenzen
N = 27 von 73
(Mehrfachnennungen)
Früwarnung betr.
Gesetzesänd. /
indirekte ökolog. /
ökonom. Fakten
8
Erkenntnisse /
Zusammenhänge /
Umfassendes
Systemverständnis
13
Erweiterung
Optimierungsraum /
Umsetzung
Verantwortlichkeit
21
0 5 10 15 20 25
Anhang Seite 13

B.9 & 10 Erfasste und ausgewertete Inputs
B.9: Welche Anzahl von Inputs (z.B. Heiz öl, Benzin, Stahl, zugekaufte
Transportleistungen in tkm, etc.) wird in Ihrem Unternehmen erhoben
B.10: Welche Anzahl von Inputindikatoren wird in Ihrem Unternehmen
ausgewertet
N = 72
80
80
73.6
70
70
60
60
Erfasste Inputs in %
50
40
30
26.4
33.3
25.0
50
40
30
Ausgewertete Inputs in %
20
20
13.9
10
11.1
12.5
10
0
1.4 1.4
1.4
0
0-5 Inputs erfasst /
bis 50 Inputs ausgewertet
6-10 Inputs erfasst / 5
1-100 Inputs ausgewertet
11-20 Inputs erfasst /
101-500 Inputs ausgewertet
> 20 Inputs erfasst /
> 500 Inputs ausgewertet
Weiss nicht
Erfasste
Inputfaktoren
Ausgewertete
Inputfaktoren
Anhang Seite 14

B.11
& 12 Erfasste und ausgewertete Outputs
B.11: Welche Anzahl von Outputs (z.B. kg CO2, kg Kehricht an Verbrennung, kg
CSB/DOC, etc. ) wird in Ihrem Unternehmen gemessen bzw. erhoben
B.12: Welche Anzahl von Outputindikatoren wird in Ihrem Unternehmen
ausgewertet
N = 71 / 72
40
38.0
36.1
40
35
32.4
30.6
30
Erfasste Outputs in %
20
18.1
15.5
12.5
25
20
15
Ausgewertete Outputs in %
8.5
10
5.6
2.8
5
0
0
0-5 Outputs erfasst /
0-5 Outputs ausgewertet
6-10 Outputs erfasst
6-10 Outputs ausgewertet
11-20 Outputs erfasst /
11-50 Outputs ausgewertet
> 20 Outputs erfasst /
> 50 Outputs ausgewertet
Weiss nicht
Erfasste
Outputfaktoren
Ausgewertete
Outputfaktoren
Anhang Seite 15

B.13
Werkzeuge zur Bilanzierung
Welche der nachfolgenden Werkeuge werden in Ihrem Unternehmen zur Erstellung
von Bilanzen eingesetzt
(Mehrfachnennungen)
Tabellenkalkulation
Ökobilanz-Software
ERP-System
Stoffstrom-Modellierung
Energiebilanz-Software
Stoff- und Energiebilanzsoftware
Stoffluss / Sankey-Diagramme
Keines dieser Instrumente
64.4%
15.1%
9.6%
8.2%
6.8%
5.5%
5.5%
16.4%
0% 10% 20% 30% 40% 50% 60% 70%
B.14
Ersteller der Bilanzen
Durch wen werden die Bilanzen in Ihrem Unternehmen hauptsächlich erstellt
(Mehrfachnennungen)
Interne Teams
Externe Berater
Externe Prüfer
Arbeitsgemeinschaft / Ve...
Forschungseinrichtungen
89.0%
23.3%
4.1%
2.7%
0.0%
0% 20% 40% 60% 80% 100%
Anhang Seite 16

B.15
Qualitative Beurteilung der Stoff- und Energieflüsse
Werden die betrieblichen Stoff - und
Energieflüsse qualitativ beurteilt
(Umweltrelevanz-Matrix, ABC-
Klassierung, etc.)
%absolut
Ja 77.8 56
Nein 19.4 14
Weiss nicht 2.8 2
N 72
Nein
19.4%
Weiss nicht
2.8%
Ja
77.8%
B.15
a Kriterien der Beurteilung
Nach welchen Kriterien wird qualitativ beurteilt
(Mehrfachnennungen)
Gesetzesrelevanz
Technische Risiken
Kosten
Beeinflussbarkeit
Öffentliche Wahrnehmung
Anderes
85.7%
53.6%
50.0%
44.6%
72
39.3%
8.9%
0% 20% 40% 60% 80% 100%
Anhang Seite 17

B.16
Ausweis von Wirkungskategorien
Werden einzelne Stoffe problembezogen zu sog. Wirkungskategorien
zusammengefasst (Wirkungsanalyse) und wenn ja, zu welcher/n
(Mehrfachnennungen)
Treibhauseffekt
Ozonschichtabbau
Ökotoxizität
Versauerung
Überdüngung
Humantoxizität
Bodennahes Ozon
Landnutzung / Biodiversität
Abfalldeponieknappheit
Mineralienabbau
Verkehrslärm
Bodenversalzung / Verwüstung
Erosion
Keine Wirkungskategorien
23.3%
9.6%
8.2%
6.8%
6.8%
5.5%
5.5%
2.7%
1.4%
1.4%
0.0%
0.0%
0.0%
67.1%
0% 10% 20% 30% 40% 50% 60% 70%
Anhang Seite 18

B.17
Gewichtungsfaktoren
Welche/r der folgenden öffentlich verfügbaren Gewichtungsfaktoren kommt bei der
Beurteilung Ihrer Input -Output-Daten zum Einsatz
(Mehrfachnennungen)
Emissionszuschläge
Vermeidungskosten
Sanierungskosten
Umweltbelastungspunkte BUWAL
Ecoindicator 99
Anderes
Ecoindicator 95
Impact2000
Ökologischer Fussabdruck
MIPS
EDIP
ExternE
Keine dieser Methoden
26.0%
23.3%
16.4%
11.0%
5.5%
4.1%
2.7%
1.4%
1.4%
0.0%
0.0%
0.0%
39.7%
0% 10% 20% 30% 40% 50%
Anhang Seite 19

B.18
Nutzen von Standardverfahren
Stimmen Sie der folgenden Aussage
tendenziell zu
"Standardisierte Verfahren zur
Gewichtung von Stoff - und
Energieflüssen, aus denen beispielsweise
eine Summe von Belastungspunkten
resultiert, sind nützlich für das
Unternehmen."
%absolut
Ja 69.4 50
Nein 12.5 9
Weiss nicht 18.1 13
N 72
B.19
Sind Standardverfahren methodisch überzeugend
Stimmen Sie der folgenden Aussage
tendenziell zu
"Die heute verfügbaren, standardisierten
Verfahren zur Gewichtung von Stoff - und
Energieflüssen sind methodisch
überzeugend."
%absolut
Ja 44.4 32
Nein 13.9 10
Weiss nicht 41.7 30
N 72
80%
70%
69.4%
60%
50%
40%
30%
44.4%
41.7%
20%
10%
12.5% 13.9%
18.1%
0%
Ja Nein Weiss nicht
Nützlich
Methodisch überzeugend
Anhang Seite 20

B.20
Instanzen für Definition der Gewichtungsansätze
Gewichtungsmethoden sollten vor allem auf Einschätzungen welcher der folgenden
Instanzen basieren
N = 70
Weiss nicht
7%
Anderes
3%
Staat
17%
Unternehmen
selbst
31%
Wirtschaft
6%
Wissenschaft
36%
Anhang Seite 21

C.1
Zweck der Stoff- und Energiebilanzen
Welchem Zweck dient die Erstellung von unternehmungsbezogenen Stoff - und
Energiebilanzen in Ihrem Unternehmen
N = 73
(Mehrfachnennungen)
Regelmässige Prüfung Umweltaspekte
Erfüllung gesetzl. Bestimmungen
Umweltleistungsmessung
Risiko-Management
Interne Kommunikation
Analyse für UMS-Aufbau
Externe Kommunikation
Identifikation Umweltbelastungstreiber
Identifikation Umweltkostentreiber
Externes Benchmarking
Marketing
Stärken-Schwächen-Analyse
Anderes
83.6%
65.8%
61.6%
53.4%
45.2%
43.8%
37.0%
31.5%
30.1%
26.0%
21.9%
13.7%
1.4%
0% 20% 40% 60% 80% 100%
Anhang Seite 22

C.2
Funktionsbereiche
In welchen Funktionsbereichen werden die Bilanzen bei der Entscheidungsfindung
eingesetzt
N = 54 bis 71
2.8 5.6
3.1
4.5
Umwelt- & Qualitätsmanagement
Geschäftsleitung
Einkauf & Beschaffung
Produktion
Forschung & Entwicklung
Marketing & Verkauf
Finanz- & Rechnungswesen
Personalwesen
6.2
6.8
20.4
30.8
40.9
30.8
44.4
42.9
42.3
29.6
50.8
41.5
31.8
44.6
40.7
37.5
31.5
49.3
28.8
24.6
21.2
11.1
5.6
10.7
18.5
6.8 6.8
0% 20% 40% 60% 80% 100%
Gar nicht Selten Häufig Ständig Weiss nicht
1.9
1.8
7.4
7.4
7.1
1.5
Anhang Seite 23

C.3
Institutionalisierungsgrad
Welche der folgenden Aussagen
beschreibt Ihrer Ansicht nach den Grad
der Institutionalisierung
(Verankerung/Integration) von Stoff - und
Energiebilanzen in Ihrem Unternehmen
am zutreffendsten
Routine /
Integration
23.6%
%absolut
Startphase 19.4 14
Lernphase 56.9 41
Routine 23.6 17
N 73
Startphase /
Innovation
19.4%
Lernphase /
Adaption
56.9%
C.4
Nutzenargumente
Wie beurteilen Sie die folgenden Nutzenargumente für den Einsatz von Bilanzen
N = 65 bis 67
Eindeutigkeit von
Kontrollgrössen
1.5
12.3
30.8
55.4
Erhöhung der
Glaubwürdigkeit
1.56.1
37.9
54.5
Konzentration aufs
Wesentliche
3.0
13.4
34.3
49.3
Planbarkeit der
Umweltleistung
1.5
16.4
32.8
47.8
1.5
Versachlichung
Diskussion
1.6
17.2
32.8
46.9
1.6
Neue Erkenntnisse
/ Ideen
1.5
18.2
42.4
37.9
0% 20% 40% 60% 80% 100%
Trifft nicht zu Trifft eher nicht zu Trifft eher zu Trifft zu Weiss nicht
Anhang Seite 24

C.5
Aufwanderfassung
Wird der zur Bilanzierung notwendige Aufwand erfasst, und wenn ja, in welcher
Form
N = 70
Erfassung von
Ausgaben und
Zeitaufwand
5.7%
Erfassung des
zeitlichen
Aufwands
11.4%
Weiss nicht
4.3%
Erfassung der
Ausgaben
11.4%
Keine
Erfassung
67.1%
C.8
Kosten-Nutzen Verhältnis
Wie beurteilen Sie das Kosten-Nutzen-Verhältnis der erstellten Bilanzen
insgesamt
N = 69
Weiss nicht
11.6%
Schlecht
11.6%
Gut
27.5%
Ausgeglichen
49.3%
Anhang Seite 25

C.9 -
11 Wirkungen der Bilanzierung
C.9: Integrative Wirkung - Sind Sie der Meinung, dass die Bilanzen dazu
beigetragen haben, dass bestehende Informationsquellen (z.B. Rechnungswesen,
Emissionsstatistiken, Einkaufsdaten, Produktionsdaten etc.) erweitert oder
konsistenter gestaltet wurden
C.10: Steuernde Wirkung - Sind Sie der Meinung, dass die Bilanzen dazu
beigetragen haben, dass Umfang und Struktur der Umweltleistung der
Unternehmung besser geplant und gesteuert werden können (z.B. durch
faktenbasierte Konzentration auf das Wesentliche, quantifizierte Ziele/Kennzahlen
etc.)
C.11: Organisatorische Wirkung - Sind Sie der Meinung, dass durch die
Bilanzierung die organisatorische Stellung und Einbindung der Umweltabteilung
gestärkt und/oder die Führung von Arbeitsgruppen, Mitarbeiterinformation,
Vorschlagswesen etc. positiv unterstützt wurde
N = 71
100%
80%
83.1%
66.2%
60%
52.1%
40%
33.8%
25.4%
20%
14.1%
14.1%
2.8%
8.5%
0%
Integrative
Wirkung
Steuernde
Wirkung
Ja Nein Weiss nicht
Organisatorische
Wirkung
Anhang Seite 26

C.12
- 15 Beurteilung der Bilanzierung
C.12: Sind Sie der Meinung, dass die Komplexität der Bilanzierung
ausserordentlich hoch ist
C.13: Denken Sie, dass die Ergebnisse der Bilanzierung häufig unklar sind
C.14: Denken Sie, dass die für die Bilanzen verwendeten Daten in
problematischem Ausmass unsicher sind
C.15: Ist die Akzeptanz der Bilanzen nur sehr gering, resp. stossen sie Ihrer
Ansicht nach auf grosses Misstrauen
N = 71
100%
80%
73.2%
81.7%
84.5%
60%
52.1%
45.1%
40%
23.9%
20%
2.8%
2.8%
9.9%
8.5%
11.3%
4.2%
0%
Komplexität
hoch
Ergebnisse
unklar
Daten unsicher
geringe
Akzeptanz
Ja Nein Weiss nicht
Anhang Seite 27

C.16
Bilanzierungsaktivität in drei Jahren
Wie beurteilen Sie das Ausmass der
Aktivitäten im Bereich
unternehmungsbezogene Bilanzierung in
Ihrem Unternehmen in 3 Jahren
%absolut
Tiefer als heute 4.2 3
Gleich wie heute 47.9 34
Höher als heute 46.5 33
Weiss nicht 1.4 1
N 71
Weiss nicht
1.4%
Tiefer als heute
4.2%
Höher als heute
46.5%
Gleich wie
heute
47.9%
Anhang Seite 28

D.1
Einsatzzeit Produktbilanzen
Seit wann werden die folgenden produktbezogenen Instrumente in Ihrem
Unternehmen eingesetzt
N = 26+27
69%
12%
12% 4% 4%
Ökobilanz-basierte
Umweltkennzeichnung
81%
4% 8% 4% 4%
78%
4% 7%
11%
externe
Umweltkennzeichen
73%
12%
15%
62%
15%
8%
15%
Produktökobilanz
7%
26%
41%
26%
41%
19%
19%
11%
11%
Kumulierte Energiebilanz
35%
19%
23%
19%
4%
0% 20% 40% 60% 80% 100%
Kein Einsatz
seit 1-2 Jahren
seit 3-5 Jahren
seit > 5 Jahren
Weiss nicht
Anhang Seite 29

D.2
Umfang der Produktsökobilanzen
Für welche Produkte werden Ökobilanzen erstellt
N = 26
50.0%
7.7%
11.5%
7.7%
7.7%
Nur für ökologisch
positionierte Produkte
Für alle neuen Produkte
Für sämtliche Produkte
Für einige neue Produkte
15.4%
Für einige bestehende
Produkte
Für einige bestehende und
neue Produkte
D.4
Ersteller der Bilanzen
Durch wen werden die Produktökobilanzen hauptsächlich erstellt
N = 27
(Mehrfachnennungen)
Interne Teams
66.7%
Externe Berater
29.6%
Forschungseinrichtungen
18.5%
Arbeitsgemeinschaft /
Verband
14.8%
0% 10% 20% 30% 40% 50% 60% 70% 80%
Anhang Seite 30

D.5 -
6 Erfasste und ausgewertete Inputs
D.5: Wieviele Inputs (z.B. verschiedene Metalle, Chemikalien, Elektrizität,
Transportleistung in tkm, etc. ) werden für Ihre Produktökobilanzen
gemessen bzw. erhoben
D.6: Welche Anzahl von Inputindikatoren werden in Ihren Produktökobilanzen
ausgewertet
N = 27
60%
60%
55.6%
50%
50%
40%
40%
Erfasste Inputs
30%
29.6%
25.9%
33.3%
30%
Ausgewertete Inputs
20%
18.5%
20%
14.8%
10%
11.1%
10%
3.7%
3.7%
3.7%
0%
0%
0-5 Inputs erfasst /
bis 50 Inputs
ausgewertet
6-10 Inputs erfasst /
51-100 Inputs
ausgewertet
11-20 Inputs erfasst /
101-500 Inputs
ausgewertet
> 20 Inputs erfasst /
> 500 Inputs
ausgewertet
Weiss nicht
Erfasste
Inputfaktoren
Ausgewertete
Inputfaktoren
Anhang Seite 31

D.7 -
8 Erfasste und ausgewertete Outputs
D.7: Wieviele Outputs (z.B. kg CO2, kg Kehricht an Verbrennung, kg CSB/DOC,
etc. ) werden f ür Ihre Produktökobilanzen gemessen bzw. erhoben
D.8: Wieviele Outputindikatoren z.B. kg CO2, kg Kehricht an Verbrennung, kg
CSB/DOC, etc. ) werden in Ihren Bilanzen ausgewertet
N = 27
40%
40%
30%
29.6%
33.3%
30%
Erfasste Outputs
20%
22.2%
18.5% 18.5%
14.8%
18.5%
22.2%
20%
Ausgewertete Outputs
11.1%
10%
11.1%
10%
0%
0%
0-5 Outputs erfasst /
0-5 Outputs ausgewertet
6-10 Outputs erfasst /
6-10 Outputs
ausgewertet
11-20 Outputs erfasst /
11-50 Outputs
ausgewertet
> 20 Outputs erfasst /
> 50 Outputs
ausgewertet
Weiss nicht
Erfasste
Outputfaktoren
Ausgewertete
Outputfaktoren
Anhang Seite 32

D.9
Qualitative Beurteilung der Stoffflüsse
Werden die Stoff- und Energieflüsse
qualitativ beurteilt (ABC-Klassierung,
etc.)
%absolut
Ja 65.4 17
Nein 11.5 3
Weiss nicht 23.1 6
N 26
Weiss nicht
23.1%
Nein
11.5%
Ja
65.4%
D.9a
Kriterien der Beurteilung
Nach welchen Kriterien wird qualitativ beurteilt
N = 17
Anderes
29.4%
Beeinflussbarkeit
Öffentliche Wahrnehmung
Gesetzesrelevanz
11.8%
11.8%
47.1%
0% 10% 20% 30% 40% 50%
Anhang Seite 33

D.10 Kriterien der Beurteilung
Werden einzelne Stoffe problembezogen zu sog. Wirkungskategorien
zusammengefasst (Wirkungsanalyse) und wenn ja, zu welcher/n
(Mehrfachnennungen)
Treibhauseffekt
Ozonschichtabbau
Ökotoxizität
Versauerung
Humantoxizität
Überdüngung
Bodennahes Ozon
Abfalldeponieknappheit
Landnutzung / Biodiversität
Mineralienabbau
Bodenversalzung / Verwüstung
Verkehrslärm
Erosion
Keine Wirkungskategorien
55.6%
44.4%
29.6%
29.6%
25.9%
18.5%
18.5%
14.8%
11.1%
11.1%
11.1%
3.7%
0.0%
37.0%
0% 10% 20% 30% 40% 50% 60%
Anhang Seite 34

D.11
Kriterien der Beurteilung
Welche/r der folgenden öffentlich verfügbaren Gewichtungsfaktoren kommt bei der
Beurteilung Ihrer Produktökobilanzen zum Einsatz
(Mehrfachnennungen)
Ecoindicator 99
Umweltbelastungspunkte BUWAL
Emissionszuschläge
Ecoindicator 95
Anderes
Vermeidungskosten
Sanierungskosten
EDIP
Ökologischer Fussabdruck
Impact2000
MIPS
ExternE
Keine dieser Methoden
40.7%
25.9%
22.2%
18.5%
14.8%
11.1%
11.1%
3.7%
3.7%
0.0%
0.0%
0.0%
7.4%
0% 10% 20% 30% 40% 50%
Anhang Seite 35

D.12
Nutzen von Standardverfahren
Stimmen Sie der folgenden Aussage
tendenziell zu
"Standardisierte Verfahren zur
Gewichtung von Stoff - und
Energieflüssen, aus denen beispielsweise
eine Summe von Belastungspunkten
resultiert, sind nützlich für die Beurteilung
von Produktökobilanzen"
%absolut
Ja 92.3 24
Nein 3.8 1
Weiss nicht 3.8 1
N 26
D.13
Sind Standardverfahren methodisch überzeugend
"Die heute verfügbaren, standardisierten
Verfahren zur Gewichtung von Stoff - und
Energieflüssen sind methodisch
überzeugend"
%absolut
Ja 53.8 14
Nein 15.4 4
Weiss nicht 30.8 8
N 26
100%
90%
80%
70%
60%
50%
40%
30%
20%
10%
0%
92.3%
53.8%
30.8%
15.4%
3.8% 3.8%
Ja Nein Weiss nicht
Nützlich
Methodisch überzeugend
Anhang Seite 36

D.14
Instanzen für Definition der Gewichtungsansätze
Gewichtungsmethoden sollten vor allem auf Einschätzungen welcher der folgenden
Instanzen basieren
N = 26
Weiss nicht
4%
Andere
8%
Staat
12%
Unternehmen
selbst
19%
Gesellschaft
4%
Wissenschaft
53%
E.1
Zweck der Produktökobilanzen
Welchem Zweck dient die Erstellung von Produktökobilanzen in Ihrem
Unternehmen
(Mehrfachnennungen)
Identifikation von Schwachstellen
Information
Innovation
Externer Produktvergleich
Interner Produktvergleich
Beschaffungskriterien
Erhalt von Umweltkennzeichen
Andere
66.7%
59.3%
51.9%
40.7%
37.0%
29.6%
11.1%
3.7%
0% 10% 20% 30% 40% 50% 60% 70%
Anhang Seite 37

E.2
Einsatzgebiete Produktökobilanzen
In welchen Funktionsbereichen werden Produktökobilanzen bei der
Entscheidungsfindung eingesetzt
N = 24 bis 26
Umwelt- & Qualitätsmanagement
Geschäftsleitung
Einkauf & Beschaffung
Produktion
Forschung & Entwicklung
Marketing & Verkauf
Finanz- & Rechnungswesen
Personalwesen
3.8% 19.2%
53.8%
23.1%
20.0% 32.0%
40.0% 8.0%
15.4% 34.6%
11.5% 34.6%
4.0% 20.0% 32.0%
26.9% 19.2% 3.8%
42.3% 11.5%
36.0% 8.0%
16.0% 36.0%
36.0% 8.0% 4.0%
50.0%
29.2% 4.2%16.7%
64.0%
24.0% 8.0%
0% 20% 40% 60% 80% 100%
Gar nicht Selten Häufig Ständig Weiss nicht
Anhang Seite 38

E.3
Instutionalisierungsgrad
Welche der folgenden Aussagen
beschreibt Ihrer Ansicht nach den Grad
der Institutionalisierung
(Verankerung/Integration) von
Produktökobilanzen in Ihrem
Unternehmen am zutreffendsten
%absolut
Startphase 32 8
Lernphase 56 14
Routine 12 3
N 25
Routine /
Integration
12%
Startphase /
Innovation
32%
Lernphase /
Adaption
56%
E.4
Nutzenargumente
Wie beurteilen Sie die folgenden Nutzenargumente der Bilanzen
N = 26
Erhöhung der
Glaubwürdigkeit
7.7%
38.5%
53.8%
Konzentration aufs
3.8% 7.7% 38.5%
46.2%
3.8%
Wesentliche
Versachlichung
Diskussion
7.7%
46.2%
46.2%
Neue Erkenntnisse /
3.8%
Ideen
11.5%
46.2%
38.5%
0% 20% 40% 60% 80% 100%
Trifft nicht zu Trifft eher nicht zu Trifft eher zu Trifft zu Weiss nicht
Anhang Seite 39

E.5
Aufwandserfassung
Wird der zur Bilanzierung notwendige Aufwand erfasst und wie
N = 26
Weiss nicht
24.0%
Keine
Erfassung
32.0%
Erfassung von
Ausgaben und
Zeitaufwand
24.0%
Erfassung des
zeitlichen
Aufwands
16.0%
Erfassung der
Ausgaben
4.0%
E.8
Kosten-Nutzen Verhältnis
Wie beurteilen Sie das Kosten-Nutzen-Verhältnis der erstellten Bilanzen
insgesamt
N = 25
Weiss nicht
28.0%
Schlecht
8.0%
Ausgeglichen
40.0%
Gut
24.0%
Anhang Seite 40

E.9 -
12 Beurteilung Bilanzierung
E.9: Sind Sie der Meinung, dass die Komplexität von Produktökobilanzen
ausserordentlich hoch ist
E.10: Denken Sie, dass die Ergebnisse der Bilanzierung häufig unklar sind
E.11: Denken Sie, dass die für die Bilanzen verwendeten Daten in
problematischem Ausmass unsicher sind
E.12: Ist die Akzeptanz der Bilanzen nur sehr gering, resp. stossen sie Ihrer
Ansicht nach auf grosses Misstrauen
N = 24 bis 25
90%
80%
70%
76.0%
76.0% 75.0%
60%
56.0%
50%
40%
36.0%
30%
20%
10%
20.0%
4.0%
8.0%
16.0% 16.7%
8.0%
8.3%
0%
Komplexität
hoch
Ergebnisse
unklar
Daten
unsicher
geringe
Akzeptanz
Ja Nein Weiss nicht
Anhang Seite 41

E.13
Bilanzierungsaktivität in drei Jahren
Wie beurteilen Sie das Ausmass der
Aktivitäten im Bereich Produktökobilanzen
in Ihrem Unternehmen in 3 Jahren
%absolut
Tiefer als heute 15.4 4
Gleich wie heute 34.6 9
Höher als heute 46.2 12
Weiss nicht 3.8 1
N 26
Weiss nicht
3.8%
Tiefer als heute
15.4%
Höher als heute
46.2%
Gleich wie
heute
34.6%
Anhang Seite 42

S.1
Funktion im Unternehmen
Welcher Art ist Ihre Funktion im Unternehmen
N = 223
Anderes
35%
Fachfunktion
Umwelt
47%
Linienfunktion
Umwelt
18%
S.2
Dauer der Beschäftigung mit Umwelt
Wie lange beschäftigen Sie sich schon mit Umweltmanagement (theoretisch
und/oder praktisch)
N = 232
> 10 Jahre
14.7%
0-2 Jahre
17.2%
6-10 Jahre
27.2%
2-5 Jahre
40.9%
Anhang Seite 43

S.3
Dauer der Umweltfunktion
Wie lange sind Sie bei Ihrem derzeitigen Arbeitgeber bereits im Umweltbereich
aktiv
N = 227
> 10 Jahre
16.7%
0-2 Jahre
23.3%
6-10 Jahre
22.5%
2-5 Jahre
37.4%
S.5
Bekanntheit der ISO 14000 ff.-Normen
Welche der nachfolgenden ISO-Umweltnormen sind Ihnen bekannt und haben Ihre
Arbeit in erwähnenswerter Weise beeinflusst
N = 240
(Mehrfachnennungen)
90%
80%
70%
88.3%
60%
50%
40%
30%
20%
10%
0%
20.4% 17.9%
12.5%
7.5%
14001-
14004
14010-
14012
14040-
14043
14031-
14032
14020-
14025
Anhang Seite 44

S.6
Typische Kunden
Welches ist der typische Kunde Ihres Unternehmens
N = 232
Anderes
11%
Anderes
Unternehmen
(B to B)
31%
Endkonsument
39%
Handelsunternehmen
19%
S.7
Börsenkotierung
Ist Ihr Unternehmen börsenkotiert
N = 233
Weiss nicht
1.3%
Ja
37.8%
Nein
60.9%
Anhang Seite 45

S.8
Firmengrösse
Wie viele Beschäftigte hat Ihr Unternehmen
N = 236
>5000 MA
11.4%
1-50 MA
22.0%
501-5000 MA
21.2%
51-500 MA
45.3%
Anhang Seite 46

S.9
Branchenzugehörigkeit
N = 239
Bau und Baunebengewerbe
andere Industrie
andere Dienstleistungen
Maschinen
Chemie & Pharma
Elektrotechnik
Transport und Logistik
Banken, Versicherungen
Papier, Karton, Druck
Lebensmittel
Handel
Stahl und Metallverarbeitung
Energie
Entsorgung
Kunststoff
Textil
12.5%
11.3%
9.6%
7.9%
7.5%
7.1%
6.3%
6.3%
5.4%
5.4%
5.0%
4.2%
3.8%
3.3%
2.9%
1.3%
0% 3% 6% 9% 12% 15%
Anhang Seite 47

Lebenslauf
Claude Patrick Siegenthaler
geboren am 15. März 1969 in Teufen AR,
Bürger von Langnau im Emmental (Bern), Schweiz
Ausbildung
1975 – 1981 Rudolf Steiner Schule St. Gallen
1982 – 1984 Sekundarschule Stein AR
1984 – 1989 Wirtschaftsgymnasium Trogen AR
1989 – 1993 Studium der Wirtschaftswissenschaften, Universität St. Gallen
1993 – 2005 Doktorat in Wirtschaftswissenschaften, Universität St. Gallen
Stipendiat der oikos Stiftung für Wirtschaft & Ökologie
1998 STA-Postdoc Fellowship, Institute of Advanced Industrial
Science and Technology, Tsukuba, Japan
2002 Research Fellow, Social Science Research Institute
International Christian University Tokyo, Japan
2003 Visiting Researcher, Research Institute of Science and
Technology for Society, Tokyo, Japan
2004 Research Fellow, Social Science Research Institute
International Christian University Tokyo, Japan
Berufliche Tätigkeiten
1986 – 1988 Mitgründer, HMS Accoustics, Trogen AR
1993 – 1994 Wissenschaftlicher Mitarbeiter, Prof. Dr. H.C. Binswanger
Institut für Wirtschaft und Ökologie, Universität St. Gallen
1995 – 1997 Assistent, Prof. Dr. Theodor Leuenberger,
Volkswirtschaftliche Abteilung, Universität St. Gallen
1994 – 2004 Mitgründer, Geschäftsführer, sinum AG St. Gallen
2003 - Mitgründer, UR Design Management GmbH, Zürich
seit April 2004
Associate Professor for Environmental Accounting (tenure),
Faculty for Humanity and Environment, Hosei University Tokyo