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B2.1

Die Ökobilanz (Fortsetzung)

2.5 Die Wirkungsabschätzung

Bei der Wirkungsabschätzung geht es darum, Informationen aus der Sachbilanz für die Kommunikation oder Entscheidungsstützung auf wenige Parameter zu verdichten. Dabei unterscheidet sich vor allem die Sichtweise über den Ansatz der Bewertungsmethoden:

  • schadensorientiert
  • wirkungsorientiert

Es gibt verschiedene Methoden der Wirkungsabschätzung. Einige der bekannteren sind:

  • CML 20011 (wirkungsorientiert)
  • EcoIndicator 992 (schadensorientiert)
  • ReCiPe 20092 (schadensorientiert)
  • Methode der ökologischen Knappheit3

In der [ISO 14040/44] wird eine Wirkungsabschätzung gefordert, die weitgehend der Struktur der CML-Methode entspricht, in der die Umweltauswirkung bestimmter Stoffe über Umweltproblemfelder (Wirkungskategorien) zusammengefasst werden. Allerdings werden in den ISO-Normen nicht explizit bestimmte Wirkungskategorien empfohlen. Dabei ist hervorzuheben, dass explizit auf potenzielle Umweltauswirkungen abgestellt wird und nicht auf eine tatsächliche Risikoanalyse. Diese Umweltauswirkungen werden zusammengefasst und in verschiedenen Wirkungskategorien dargestellt.

Als eine Wirkungskategorie wird beispielsweise die Versauerung herangezogen (s. Themenpapier A1.2 Versauerung von Ökosystemen). Für eine Quantifizierung des Versauerungspotenzials müssen zunächst aus den Sachbilanzergebnissen die einzelnen Schadstoffe mit versauernder Wirkung, also die säurebildenden Gase, identifiziert werden. Über einen Charakterisierungsfaktor bzw. -modell werden diese verschiedenen Emissionen (NOx, SO2, HCl, etc.) auf eine Referenzsubstanz bezogen und in die jeweiligen Äquivalente dieser Referenzsubstanz umgerechnet. Im Fall der Versauerung werden die freisetzbaren Protonen aller relevanten säurebildenden Substanzen identifiziert und das Versauerungspotenzial (AP) als Wirkungsindikator SO2-Äquivalente berechnet.

Bei der Zuordnung von Substanzen zu Wirkungskategorien muss berücksichtigt werden, dass manche Stoffe verschiedene Umweltauswirkungen haben können. Beispielsweise trägt Stickstoff (NOx) sowohl zur Versauerung als auch zur Überdüngung bei (s. Themenpapiere A1.2 Versauerung von Ökosystemen bzw. A1.3 Überdüngung von Ökosystemen).

Solche Unterscheidungen erschweren die Auswertung der Sachbilanzergebnisse, jedoch werden die Wirkungsindikatorwerte aus Sachbilanzdaten heute meistens über Software automatisch berechnet, wodurch die Wirkungsabschätzung sehr leicht durchführbar wird. Allerdings sind dadurch die tatsächlichen Hintergründe und Zusammenhänge der Umweltwirkmechanismen oft nicht mehr präsent, was eine Interpretation der Ergebnisse erschwert oder zu falschen Schlussfolgerungen verleitet.

1 Methode des Institute of Environmental Science (nl. Centrum voor Milieukunde) der Universität Leiden; weitere Informationen unter http://www.cml.leiden.edu/software/data-cmlia.html.

2 Eine von Pré Consultants entwickelte Methode; weitere Informationen unter http://www.pre-sustainability.com/contribution-to-impact-assessment-research

3 Eine vom Schweizer Bundesamt für Umwelt (BAFU) veröffentlichte und von weiteren Institutionen weiter entwickelte Methode, weitere Informationen unter http://www.bafu.admin.ch/publikationen/publikation/01750/index.html?lang=de

2.5.1 Wirkungskategorien (nach der CML-Methode)

Es wird an dieser Stelle betont, dass es sich in jedem Fall um die Ermittlung von Potenzialen für Umweltauswirkungen handelt, nicht um die Ermittlung von tatsächlichen Umweltauswirkungen.

Ob eine bestimmte Menge Wasser, die in ein Glas eingefüllt wird, das Glas zum Überlaufen bringen wird, hängt davon ab, wie voll das Glas vorher war. Ebenso verhält es sich mit Umweltwirkungspotenzialen. Da die Umweltauswirkung abstrakt berechnet wird, ist in der Regel unbekannt, wie „voll das Glas“ (d. h. wie hoch die Umweltbelastung) bereits ist.

Beispiele für potenzielle Wirkungen von Versauerung in der Umwelt sind:

  • saurer Regen
  • Boden- und Gewässerversauerung.
    Dadurch möglich:
    • Vegetationsschädigungen
    • Hautschäden
    • Fischsterben
    • Remobilisierung von Schwermetallen

Beispiel: Emission von 1 kg Chlorwasserstoff (HCl)

Es ist ein Unterschied, ob 1 kg HCl in kurzer Zeit aus einem einzigen Schornstein entweicht und sich in der nahen Umgebung niederschlägt, oder ob über den gesamten Lebensweg des Produktes aus vielen Anlagen, die über ein großes geographisches Areal verteilt sind, kleine Einzelmengen während eines größeren Zeitfensters emittiert werden, die rechnerisch für das Gesamtsystem bezogen auf die funktionelle Einheit jedoch ebenfalls 1 kg betragen.

In der Ökobilanz wird in diesem Fall immer auf 1 kg HCl referenziert. Für die tatsächliche Umweltauswirkung ist hier jedoch die Konzentration entscheidend.

Es wird in drei unterschiedliche Arten von Wirkungskategorien unterschieden, nämlich input-bezogene und output-bezogene sowie toxizitätsbezogene Wirkungskategorien:

Input-bezogene Wirkungskategorien

  • Abiotischer-Ressourcen-Verbrauch (ADP)
    • Fossiler Ressourcenverbrauch
    • Nutzung von (Süß)Wasser
  • Biotischer Ressourcenverbrauch
    • Biodiversität
  • Naturraumbeanspruchung
  • Kumulierter Energieverbrauch KEA (keine echte Wirkungskategorie, sondern eine Kennzahl)

Output-bezogene Wirkungskategorien

  • Treibhauspotenzial, GWP (Global Warming Potential)
  • Ozonabbaupotenzial in der Stratosphäre, ODP (Ozone Depletion Potential)
  • Bodennahes Ozonbildungspotenzial, POCP (Photochemical Ozone Creation Potential)
  • Versauerungspotenzial, AP (Acidification Potential)
  • Eutrophierungspotenzial, EP (Eutrification Potential)

Toxizitätsbezogene Wirkungskategorien

  • Humantoxizität und Ökotoxizität
2.5.1.1 Input-bezogene Wirkungskategorien

Diese Wirkungskategorien zielen auf die Erhaltung bzw. den sparsamen Umgang mit natürlichen Ressourcen ab.

Das Problem bei der Ressourcennutzung ist nicht nur oder nicht immer der irreversible Verbrauch der Ressourcen, sondern auch und vor allem die Verschmutzung und Zerstörung der Umwelt bei der Förderung bzw. dem Abbau. Das ist nicht immer leicht auseinander zu halten und führt zu erhöhter Komplexität. Daher werden die Kategorien abiotische Ressourcen und biotische Ressourcen in endliche und regenerierbare Ressourcen unterteilt.

Tabelle 1: Unterteilung abiotischer und biotischer Ressourcen
2.5.1.1.1 Abiotischer Ressourcenverbrauch (ADP)

Abiotische Ressourcen sind z. B. fossile Brennstoffe, Uranerze, mineralische Rohstoffe (Sand, Ton, Kies, etc.), (Süß-)Wasser, Luft und ihre Bestandteile, etc.

Ein Wirkungsindikator ist nicht leicht zu finden, da eine einfache Aufsummierung aus der Sachbilanz (Verbrauch der Ressourcen pro FE) ein völlig falsches Bild liefern würde. Es gibt dabei vor allem ein wesentliches Problem: Es müssen für erneuerbare und nicht erneuerbare Ressourcen völlig unterschiedliche Voraussetzungen angenommen werden. Außerdem muss berücksichtigt werden, ob die Ressourcen verbraucht, „nur“ verschmutzt oder erhitzt werden.

Die Herangehensweise ist, nach der gemeinsamen Wirkung zu forschen, für die dann ein möglichst einfaches und quantitatives Modell gefunden werden muss.

Als gemeinsame Wirkung kann hier die Verknappung angenommen werden. Sowohl Entnahme als auch Verschmutzung führen zu einer Verknappung, auch bei erneuerbaren Ressourcen (wenn der Verbrauch über der Erneuerungsrate liegt). Die Umrechnung erfolgt auf den Wirkungsindikatorwert Antimon (Sb), welches als seltenes Element ausgewählt wurde, Knappheit zu repräsentieren.

2.5.1.1.2 Fossiler Ressourcenverbrauch

Der fossile Ressourcenverbrauch ist Teil des abiotischen Ressourcenverbrauchs, wird jedoch als relevante Wirkungskategorie auch einzeln erfasst. Die verschiedenen fossilen Rohstoffe (Steinkohle, Braunkohle, Erdöl, Erdgas, etc.) werden entsprechend ihrer statischen Reichweite, gewichtet mit dem Energiegehalt erfasst. Der Energiegehalt wird auf den Energiegehalt von Rohöl bezogen, und es wird ein Rohöläquivalenzfaktor berechnet. Die Einheit des Wirkungsindikators ist also „Rohöläquivalente“.

2.5.1.1.3 Entnahme und Nutzung von (Süß-)Wasser

(Süß-)Wasser ist eine abiotische Ressource. Wasser kann je nach lokalen/regionalen Umständen zu jeder der drei Kategorien gehören:

  • fossiles Wasser (Tiefenwasser)
  • Grundwasser
  • Oberflächenwasser

Grund- und Oberflächenwasser sind regenerierbar. Das fossile Wasser regeneriert sich, in menschlichen Zeiträumen betrachtet, nicht. Es ist regional äußerst unterschiedlich verteilt, daher ist eine lokale Bezugsbasis sinnvoll. Das bedeutet, dass nicht nur der Verbrauch von Wasser als Menge aufsummiert werden sollte, sondern auch die Region des Verbrauchs berücksichtigt werden muss (s. Themenpapier A1.7 Entnahme und Nutzung von Wasser und B2.2 Eindimensionale Methoden und dort unter Kap.3 Water Footprint). Die schlichte Aufsummierung des Wasserverbrauchs im Produktlebenszyklus, ohne Kenntnis der geographischen Herkunft und ohne einen Indikator zur Würdigung der Umweltauswirkungen der Wasserentnahme, ist wenig aussagekräftig.

Datenbankergebnisse können sich hier scheinbar widersprechen. Das liegt unter anderem daran, dass es noch keine einheitliche Definition von „Verbrauch“ gibt. Zunächst meint „Verbrauch“ eine Verschmutzung/Erhitzung des Wassers durch Nutzung, die das Wasser ggf. für eine weitere Verwendung z. B. als Trinkwasser unbrauchbar macht. Aber auch Verdunstung sowie Entnahme (ohne Verschmutzung) kann zu Verbrauch gerechnet werden.

Der Bedarf des Produktdesigners für Ökobilanzen liegt in der praktischen Anwendung, nicht in wissenschaftlicher Korrektheit. Entsprechende Hintergrundinformationen für eine Einschätzung der Ergebnisse gibt (s. Themenpapier B2.2 Eindimensionale Methoden und dort unter Kap.3 Water Footprint).

2.5.1.1.4 Biotischer Ressourcenverbrauch

Unter biotischen Ressourcen versteht man solche lebenden Naturschätze, die ohne direktes Zutun der Menschen wachsen, sich vermehren und ihre Rolle in den natürlichen Ökosystemen spielen. Dazu gehören: Fische der Meere, Urwälder und ihre Pflanzen und Tiere, etc. Nicht dazu gehören: Fischzucht, Plantagen, Nutztierhaltung, etc.

Ein Wirkungsindikator ist noch schwerer zu finden als beim abiotischen Ressourcenverbrauch, es wird analog zu den Wirkungsindikatoren des abiotischen Ressourcenverbrauchs gearbeitet.

Der biotische Ressourcenverbrauch wird nur selten und meist in ganz konkreten Fällen als Wirkungskategorie in der Ökobilanz verwendet, da die Quantifizierung sehr schwierig ist.

2.5.1.1.5 Naturraumbeanspruchung

Fläche ist eine endliche Ressource und darf nicht nur als freie zur Verfügung stehende Menge betrachtet werden. Die Fläche steht in direktem Bezug zu einem ökologisch bewertbaren Zustand dieser Fläche, daher sind bei der Bewertung einer Fläche unter ökologischen Gesichtspunkten alle flächenbezogenen Umweltbelastungen zu verstehen, wie z. B. Verringerung der Biodiversität, Landerosion, Beeinträchtigung der Landschaft usw.

Standardmäßig wird die Naturraumbeanspruchung lediglich in m2/Jahr ausgedrückt. Für eine Bewertung der Beeinträchtigung muss aber eigentlich der ursprüngliche Zustand der Fläche bzw. ein Referenzzustand bekannt sein und die Nutzungsdauer berücksichtigt werden.

Bei der Bilanzierung für die „Herstellung“ von Rüben genauso wie bei Herstellung von Automobilen wird die verbrauchte Fläche in m2/Jahr ausgewiesen. Dabei ist es im System gleichgültig, ob die Fläche als Ackerfläche oder als Grundstück einer Automobilfabrik genutzt wird. Es wird nicht berücksichtigt, über welchen Zeitraum die Fläche für den Zweck genutzt wird und ob die Nutzung reversibel ist.

Es dürfte auf den ersten Blick klar sein, dass eine reine Aufsummierung der m2/Jahr nur beim Vergleich nahezu gleicher Produktsysteme zielführend ist (z. B. Agrarprodukte untereinander) und auch da nur einen ersten Überblick geben kann. Beim Vergleich unterschiedlicher Produktsysteme (z. B. Metalle mit Holz) führt dieser Vergleich nicht weiter.

Sofern Naturraumbeanspruchung eine wesentliche Wirkungskategorie für ein Produktsystem ist, muss der Bilanzierung erhöhte Sorgfalt und Detailgenauigkeit gewidmet werden und mit konkreten Daten untermauert werden. Allein die Angabe von m² ist nicht aussagekräftig.

2.5.1.1.6 Kumulierter Energieverbrauch (KEA)

Der Energieverbrauch entspricht nach den ISO-Normen keiner Wirkungskategorie, weshalb er nach der Norm streng genommen kein Indikator sein kann. Er ist jedoch eine nützliche und mit relativ geringer Unsicherheit zu ermittelnde Kennzahl, die den gesamten Energieaufwand erfasst.

Der KEA ergänzt in idealer Weise die in den Wirkungskategorien „Ressourcenverbrauch“ und „Klimaänderung“ enthaltenen Informationen zu den fossilen und nuklearen Energieträgern und dient vor allem der Unterstützung und Bewertung von Energiesparmaßnahmen.

2.5.1.2 Output-bezogene Wirkungskategorien

Die output-bezogenen Wirkungskategorien beziehen sich auf die Umweltauswirkungen von Emissionen.

  • Treibhauspotenzial, GWP (Global Warming Potential), Leitindikator CO2-Äquivalent
  • Ozonabbaupotenzial in der Stratosphäre, ODP (Ozone Depletion Potential), Leitindikator R11-Äquivalent bodennahe Ozonbildung, POCP (Photochemical Ozone Creation Potential), Leitindikator C2H4-Äquivalent
  • Versauerungspotenzial, AP (Acidification Potential), Leitindikator SO2-Äquivalent
  • Eutrophierungspotenzial, EP (Eutrification Potential), Leitindikator PO43--Äquivalent

Im Folgenden werden die einzelnen Wirkungskategorien sowie die Art ihrer Berechnung näher erläutert. Dabei werden einzelne Kategorien exemplarisch ausführlicher behandelt als andere. Zum tieferen Verständnis seien auch die Themenpapiere A1.2 Versauerung von Ökosystemen und A1.3 Überdüngung von Ökosystemen empfohlen.

2.5.1.2.1 Treibhauspotenzial (GWP)

Diese Wirkungskategorie hat unterschiedliche Bezeichnungen wie „Treibhauspotenzial“, „Treibhauseffekt“, „Klimawandel“ o. ä. Der Begriff „Potenzial“ taucht hier in der Bezeichnung der Kategorie nicht immer auf, alle Bezeichnungen meinen jedoch dasselbe. Diese Wirkungskategorie steht für die negativen Umweltauswirkungen der anthropogen bedingten Erwärmung der Erdatmosphäre.

Es gibt verschiedene Gase, die zum Treibhauseffekt beitragen. Das wohl bekannteste ist Kohlendioxid (CO2). Aber auch Methan (CH4) oder Distickstoffmonoxid (Lachgas, N2O) gehören dazu. Die Effekte der Gase in der Atmosphäre bezüglich des jeweiligen Global Warming Potentials werden in der Wirkungskategorie zusammengefasst und auf Kohlendioxid umgerechnet in CO2-Äquivalenten ausgedrückt.

Eine Tonne Methan hat im Zeitraum von 100 Jahren die Umweltauswirkung von rund 25 Tonnen Kohlendioxid. Die Wirkungen werden für die Wirkungskategorie addiert: Eine Tonne Kohlendioxid plus eine Tonne Methan entfalten zusammen die Umweltauswirkung von 26 Tonnen CO2-Äquivalenten.

Die Umweltauswirkung der Gase in der Atmosphäre wird jedoch von bestimmten Bedingungen bestimmt, wie die Verweilzeit der Gase in der Troposphäre. Diese wird bei der Berechnung von CO2-Äquivalenten berücksichtigt; daher stellt sich die Frage, welcher Zeitraum der Klimamodellrechnung für die Zwecke einer Produktökobilanz verwendet werden soll. Es existieren Modellrechnungen für 20, 100 und 500 Jahre.

Die Modellrechnungen über 20 Jahre beruhen auf der sichersten Prognosebasis. Üblicherweise (auch UBA-konform) wird jedoch auf 100 Jahresbasis modelliert, da sie am ehesten die langfristigen Auswirkungen unseres Handelns widerspiegelt.

Der angewandte Wirkungsindikator ist das Strahlungspotenzial, also die Verstärkung des Strahlungsantriebs durch die absorbierte Infrarotstrahlung (Radiative Forcing).

Details zur Thematik Klimawandel werden ausführlicher im Themenpapier A1.1 Klimawandel ausgeführt.

2.5.1.2.2 Ozonabbaupotenzial in der Stratosphäre (ODP)

Das Ozon (O3) der Erdatmosphäre schützt Lebewesen auf der Erde vor schädlichen UV-Strahlen, indem es UV-B und UV-C-Strahlung absorbiert. Der Abbau der stratosphärischen Ozonschicht wird u. a. durch Halogene unter speziellen klimatischen Bedingungen verursacht. Unter Berücksichtigung der stratosphärischen Verweilzeit der Gase und vorausgesagter Immissionskonzentrationen wurden so genannte Ozone Depletion Potentials (ODP) bestimmt.

Die ODP beziehen sich auf die Vergleichssubstanz FCKW 11. Auch hier können die Charakterisierungsfaktoren für verschiedene Zeithorizonte bestimmt werden


Bodennahes Ozonbildungspotenzial (POCP)

Die Bildung von bodennahem Ozon ist ein Prozess, der nicht nur bestimmte Schadgase, sondern auch eine geeignete Wetterlage benötigt. Neben

  • reaktiven Stickstoffoxiden NOx (=NO + NO2) und
  •  reaktiven flüchtigen Kohlenwasserstoffen (VOC, bestimmte Alkene) und/oder CO

ist außerdem eine

  • intensive Sonneneinstrahlung mit hohem UV-Anteil (normaler Sommersonnenschein reicht)

notwendig, weswegen Ozonbelastung in der Regel im Sommer auftritt („Sommersmog“).

Zur Verminderung des Sommersmogpotenzials ist die Reduktion der VOC (Volatile Organic Compounds), des Kohlenmonoxids (CO) und gleichzeitig der NOx-Emissionen unerlässlich.

Der Wirkungsindikator ist die Sommersmogbildung, meist gemessen an der Bildung der Leitsubstanz Ozon. So wie beim Klimawandel die Substanzen auf CO2-Äquivalente umgerechnet werden, gilt beim Ozonbildungspotenzial POCP (Photochemical Ozone Creation Potential) das Ethen als Leitsubstanz, dem der Wert 1 zugeordnet wird.

Sofern Ozonbildung für die umweltliche Bewertung eines Materials oder Produktes eine wesentliche Wirkungskategorie ist, können Regionalisierungsmodelle angewendet werden, die nicht nur allgemein das Ozonbildungspotenzial errechnen, sondern die konkreten lokalen Umstände berücksichtigen. Voraussetzung sind Detailkenntnisse bei der Modellierung bezüglich der Emissionsquellen (auch anderer Quellen, die zusätzlich zur produzierenden Anlage in der näheren Umgebung emittieren), der klimatischen Verhältnisse u. a.m.


Versauerungspotenzial (AP)

Sowohl terrestrische als auch aquatische Systeme können von einer Versauerung betroffen sein. Verantwortlich sind die Emissionen säurebildender Substanzen. Die säurebildenden Substanzen stammen aus Emissionen in der Luft (Industrieanlagen) und aus der Landwirtschaft.

Die Auswirkungen der Versauerung sind in ihrem vollen Ausmaß noch nicht bekannt. Jedoch gehören dazu

  •  Schäden an der Vegetation (z. B. Waldschäden)
  • Auswaschung von Nährstoffen
  • Remobilisierung von Schwermetallen

Als einfachste Charakterisierung der Schadwirkung ist das Versauerungspotenzial der Schadstoffe geeignet, die auf Schwefeldioxid (SO2)- Äquivalente umgerechnet werden.

Die Thematik der Versauerung ist umfangreich und der Einsatz als Wirkungskategorie ist komplex. Detaillierte Hintergründe zum Thema Versauerung werden daher im Themenpapier A1 Versauerung von Ökosystemen dargestellt.

2.5.1.2.3 Eutrophierungspotenzial (EP)

Eutrophierung ist ein Überangebot an Nährstoffen in Böden und Gewässern. Da es sich bei den verursachenden Stoffen nicht um Schadstoffe handelt, sondern um Nährstoffe, ist die Berechnung dieser Wirkungskategorie mit spezifischen Schwierigkeiten behaftet, ebenso wie die Interpretation der Ergebnisse.

Die Eutrophierung hat häufig die landwirtschaftliche Düngung als Ursache, was insbesondere bei der Intensivlandwirtschaft ein Problem darstellt. Aber auch durch die Luft, aus Industrieemissionen, können diese Emissionen verteilt und abgelagert werden.

Zu den Wirkungen der Überdüngung gehört zunächst die Erhöhung der Sauerstoffzehrung in Gewässern (aerobe Abbauprozesse), was über die Entwicklung von anaeroben Tiefenschichten im Gewässer bis zu dessen Absterben (Umkippen) führen kann.

Das Eutrophierungspotenzial wird in Phosphat-Äquivalenten angegeben.

Die Benennung von Umweltschäden durch den Eintrag eutrophierender Substanzen in die Umwelt ist mit Schwierigkeiten behaftet. Die Einbeziehung des Eutrophierungspotenzials als Wirkungskategorie ist oft sinnvoll, muss jedoch mit Bedacht verwendet werden. Wie auch bei der Versauerung sind detaillierte Hintergründe im Themenpapier A1.3 Überdüngung von Ökosystemen dargelegt.

2.5.1.3 Toxizitätsbezogene Wirkungskategorien

Toxizitätsbezogene Wirkungskategorien werden in der ökobilanziellen Praxis nur sehr gezielt und für bestimmte Abschätzungen eingesetzt. Dies ist zum Beispiel der Fall für Produkte und Materialien, die in besonderem Maße durch Schadstoffeinsatz gekennzeichnet sind. Dies liegt daran, dass hierbei keine einfache „Aufrechnung“ von Schadstoffen möglich ist bzw. kein Bezug auf einen gemeinsamen Wirkungsindikator. Die Toxizitätswirkungen von Schadstoffen sind unterschiedlich und abhängig von Parametern wie Konzentration, Art der Verteilung bzw. Verfügbarkeit für den Organismus, chemischen Reaktionen, Persistenz in der Umwelt oder akutem oder genetischem Schadpotenzial, was einen Vergleich der Schädlichkeit über die rein emittierten Mengen nicht möglich ist. Darüber hinaus besteht keine Einigkeit in der Ökobilanzforschung sowie der Ökobilanzpraxis, wie methodisch mit diesen Kategorien umgegangen werden kann.

Die Ermittlung von Toxizitätspotenzialen ist daher methodisch sehr schwierig; mit einer der schwierigsten Punkte sind die Kombinationswirkungen von Schadstoffen, die rein bilanziell so nicht abgebildet werden können.

Schließlich sind Expositionsdauer, Konzentration und Kontaktart usw. für eine Auswirkung relevant, können aber in der Sachbilanz gar nicht bekannt sein.

Sofern diese Wirkungskategorien für bestimmte Materialien und Produkte von Bedeutung sind, wird die Bilanzierung sehr individuell vorgenommen und die Interpretation der Ergebnisse erfolgt sehr sorgfältig und auf den konkreten Fall abgestimmt. Dabei wird häufig zwischen Kategorien Humantoxizität und Ökotoxizität unterschieden.

Es ist schwer, einen gemeinsamen Wirkungsindikator toxischer Stoffe zu definieren, da sich die Stoffe in ihren Eigenschaften zu sehr unterscheiden. Beispielsweise kann ein hochtoxischer Stoff ggf. „nur“ akute Vergiftungswirkung entfalten und ist dadurch für den Arbeitsschutz relevant. Durch die Verdünnungswirkung ist er dagegen vielleicht in der Umwelt kein Risiko. Ein gering toxischer Stoff dagegen hat eventuell eine hohe Persistenz, d. h. er ist schlecht abbaubar und daher lange in der Umwelt enthalten, und ist daher auch bei geringer Konzentration ein erhebliches potenzielles Umweltgift.

2.6 Die Interpretation der Ergebnisse

Die Ergebnisse von Ökobilanzen alleine sagen noch wenig aus – sie müssen immer im Gesamtzusammenhang betrachtet und in Bezug auf die gesetzten Systemgrenzen interpretiert werden.

Haben bestimmte Ergebnisse nur im Zusammenhang mit bestimmten getroffenen Annahmen Bestand? Ist das Produkt mit der positiveren Klimawirkung oder dem besseren Eutrophierungspotenzial „umweltfreundlicher“? Müssen andere Materialien verwendet werden oder kann eine langlebigere Gestaltung positiv beitragen? Ist die Datenqualität für eine verbindliche Aussage gut genug und sind die Ergebnisse signifikant? Die Auswirkung von Datenqualität auf die Ergebnisse lassen sich am leichtesten anhand eines selbst gerechneten Beispiels nachvollziehen (s. Themenbereich C1 Nachvollziehbare Detailbeispiele).

Die Interpretation kann nicht durch die Anwendung bestimmter Bilanzierungsinstrumente ersetzt werden – sie obliegt dem Bilanzierer.

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