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Verfahren für die Systembewertung und Ableitung der Optimierungspotenziale

für Entsorgungssysteme am Beispiel eines polnischen Zweckverbandes

vorgelegt von Karolina Kapsa

M.Sc. in Economics Universität Danzig, Polen

von der Fakultät III – Prozesswissenschaften der Technischen Universität Berlin

zur Erlangung des akademischen Grades Doktor der Ingenieurwissenschaften

– Dr.-Ing –

genehmigte Dissertation

Promotionsausschuss: Vorsitzender: Prof. Dr.-Ing. Jörg Steinbach Berichter: Prof. Dr.-Ing. Susanne Rotter

Prof. Dr. Peter von Dierkes Dr.-Ing. Tadeusz Pająk

Tag der wissenschaftlichen Aussprache: 26. März 2010

Berlin 2010 D 83

Danksagung Ich möchte mich sehr herzlich bei Frau Prof. Dr.-Ing. Vera Susanne Rotter sowohl für ihr Engagement und ihre konstruktive Betreuung als auch für ihre stets vorhandene Hilfsbereitschaft bei der Entstehung dieser Arbeit bedanken. Durch unsere zahlreichen Treffen und fachlichen Gespräche konnte diese Arbeit in ihrer endgültigen Form entstehen.

Mein besonderer Dank geht an Herrn Prof. Dr. Peter von Dierkes für seine Unterstützung und konstruktive Anregungen, vor allem in der Endphase dieser Arbeit. Dank seiner wertvollen und konstruktiven Anregungen, insbesondere hinsichtlich der Hinweise aus der kommunalen Abfallwirtschaft, bekam diese Dissertation einen praxisnahen Bezug.

Bedanken möchte ich mich auch bei Herrn Dr.-Ing. Tadeusz Pająk für die vielen hilfreichen Gespräche zur Abfallwirtschaftssituation in Polen, insbesondere für die Angabe schwer ermittelbarer Daten.

Mein herzlicher Dank geht auch an meine Familie für ihre liebevolle Fürsorge und ihr Verständnis.

Von ganzem Herzen möchte ich mich vor allem bei zahlreichen Freunden und Bekannten für ihre Geduld, tatkräftige Unterstützung, Hilfsbereitschaft sowie für die unzähligen Stunden für das Lesen dieser Arbeit bedanken.

Zusammenfassung

In der vorliegenden Dissertation wird ein Bewertungsverfahren für kommunale Entsorgungssysteme entwickelt, mit dem Ziel, Verbesserungsmöglichkeiten der Abfallwirtschaft ableiten zu können. Die praktische Anwendbarkeit dieses Bewertungsverfahrens wird am Beispiel eines polnischen Zweckverbandes überprüft. Die abfallwirtschaftliche Situation in Polen ist nach dem EU-Beitritt im Jahr 2004 von mehreren Faktoren geprägt. Durch die notwendige Systemumstellung von kommunalen Entsorgungssystemen, durch Mitfinanzierungsmöglichkeiten abfallwirtschaftlicher Anlagen über EU-Fördermittel, sowie durch von der EU auferlegte Beitrittsverpflichtungen sind polnische Kommunen gezwungen, die kommunale Abfallwirtschaft nach europäischen Standards in Bezug auf quantitative und qualitative Zielvorgaben zu reformieren. Damit stellt sich auch die Frage, wie die Entsorgungssysteme unter dem Gesichtspunkt der Nachhaltigkeit langfristig optimiert werden können. Das Ziel dieser Arbeit ist es, ein Bewertung- und Entscheidungsunterstützungs-instrument für die Bewertung von Entsorgungssystemen von Haushaltsabfällen für kommunale Entscheidungsträger zu schaffen. Dafür werden Bewertungsmethoden ausgewählt und in einem Bewertungsverfahren zusammengeführt. Die Kommunen können darauf aufbauend Optimierungspotenziale für ihre Abfallwirtschaftssysteme ableiten. Die entwickelte Methodik des Bewertungsverfahrens wird am Beispiel des kommunalen Zweckverbandes Dolina in Polen dargelegt. Hierzu wurden umfangreiche theoretische Abhandlungen zu Bewertung und Bewertungsmethoden (im Rahmen der Entscheidungsunterstützung) mit den - aus Feldrecherchen gewonnenen - spezifischen Anforderungen und Wünschen aus der Praxis in Beziehung gesetzt. Um ein beispielhaftes Entsorgungssystem zu bewerten, wird ein Modell erstellt, das die Entsorgungsteilnehmer und Entsorgungsprozesse abbildet, sowie die Darstellung von Entsorgungsalternativen erlaubt. Als Entsorgungsteilnehmer werden die Kommune, Haushalte, Sammelunternehmen, sowie Betreiber der Abfallbehandlungsanlagen identifiziert. Die berücksichtigten Entsorgungsprozesse umfassen die Schritte von der Abfallentstehung bis hin zur -verwertung bzw. -beseitigung. Die Entsorgungsalternativen stellen quantitative Entwicklungsszenarien der kommunalen Abfallwirtschaft im Entsorgungssystem dar. Das erstellte Bewertungsverfahren umfasst die Bereiche Ökonomie, Ökologie und Soziales (als den drei Säulen der Nachhaltigkeit), sowie den Bereich der Technik. Für die Ermittlung der Ergebnisse innerhalb dieser Bereiche werden drei maßgebliche Bewertungsmethoden eingesetzt: die Kosten-Nutzen-Analyse, die Ökobilanzmethode und die Nutzwertanalyse. Im ökonomischen Bereich wird die Wirtschaftlichkeit kommunaler Abfallwirtschaft mittels der Kosten-Nutzen-Analyse dargestellt. Die Wirtschaftlichkeit

(wirtschaftliche Ergiebigkeit) wird durch die Gegenüberstellung von Einnahmen und Systemkosten unter Vorbehalt von volkswirtschaftlichen Aspekten (z. B. Begleiterscheinungen einer Entsorgungsanlage) quantitativ ermittelt. Im Bereich Ökologie werden potenzielle Umweltwirkungen der Entsorgungsalternativen mithilfe der Ökobilanzmethode quantitativ erzielt. Als die in Verbindung mit Entsorgungssystemen besonders relevanten Umweltwirkungen werden Klimawirksamkeit, Toxizität und Ressourcenverbrauch ausgewählt und gemessen. In Bezug auf die sozialen Aspekte werden Akzeptanz und Einstellung der Bevölkerung untersucht. Bei den technischen Aspekten werden anlagenbezogene und für die Abfallsammlung spezifische Rahmenbedingungen erfasst. Für die Analyse und Messung dieser Aspekte wurden Fragebögen für Entsorgungsteilnehmer entwickelt und an diese Entsorgungsteilnehmer verteilt. Die Berechnung der Ergebnisse erfolgte mithilfe der Nutzwertanalyse. Für die bewerteten Bereiche Ökonomie, Ökologie, Soziales und Technik wurden zusätzlich auch noch Sensitivitätsanalysen durchgeführt. Für eine umfassende Bewertung der betrachteten Entsorgungsalternativen werden die mit den drei angewandten Bewertungsmethoden erhaltenen Ergebnisse zu einem Gesamtergebnis zusammengeführt. Dafür wird eine Methode der sog. multikriteriellen Entscheidungsanalyse - die Promethee Methode I und II - eingesetzt. Weiterhin wird ein Ansatz zur Beschreibung der Optimierungspotenziale im Bereich der kommunalen Abfallwirtschaft entwickelt. Dieser Ansatz umfasst die Auswertung der Fragebögen, den Vergleich des Ist-Zustands mit dem Soll-Zustand, beschrieben durch quantitative und qualitative Abfallwirtschaftsziele der EU, sowie die Analyse der Ergebnisse von Sensitivitätsanalysen. Die Analyse der Fragebögen eröffnet Optimierungsfelder aus Sicht der Entsorgungsakteure und insbesondere bezogen auf die Prozesse. Der Distance-to-Target-Ansatz (Ist-Soll-Vergleich) reflektiert den Erreichungsgrad der quantitativen und qualitativen abfallwirtschaftlichen Ziele. Damit kann eine Kommune die aktuelle Entsorgungssituation im Hinblick auf die gesetzten Ziele kontrollieren. Mit den Sensitivitätsanalysen werden die Daten mit dem bedeutendsten Einfluss auf die Bewertungsergebnisse ermittelt und so die Unsicherheit bzw. die Robustheit des Ergebnisses offenkundig. Die Optimierungspotenziale werden innerhalb der untersuchten Bereiche und Entsorgungsprozesse herausgearbeitet. Im betrachteten kommunalen Zweckverband Dolina werden neben dem Ausgangsszenario (Abfallentsorgung: Deponie) zusätzlich drei andere Entsorgungsszenarien (getrennte Sammlung von Wertstoffen und Bioabfall und: Deponierung, MBA und MVA) modelliert. Innerhalb der durchgeführten Bewertungsmethoden ergibt sich als günstigstes Szenario die Entsorgungsalternative mit einer Müllverbrennungsanlage.

Für die kommunalen Entscheidungsträger werden unmittelbare Optimierungspotenziale festgestellt. Dazu gehört z. B. die Steigerung des Einflusses von Kommunalpolitikern durch Kontrollmaßnahmen und Interventionsmöglichkeiten, sowie die Forderung zur Änderung des Kommunalgesetzes. Außerdem bieten das hier vorgestellte Bewertungsverfahren und die damit gewonnenen Erkenntnisse Möglichkeiten zur Verbesserung des Umweltbewusstseins, zur Erhöhung gesellschaftlicher Akzeptanz spezieller Entsorgungsalternativen, sowie Anreize zur Förderung einer konsequenten Einführung von getrennter Sammlung. Eine Realisierung von Entsorgungsinvestitionen, die durch EU-Gelder unterstützt wird, wird nicht nur eine Chance zur Verbesserung des Umweltzustands bieten, sondern auch die Entsorgungssicherheit erhalten und die Ziele der Abfallwirtschaft langfristig erfüllen. Die identifizierten Verbesserungen für die polnische Abfallwirtschaft liegen in der Änderung der Abfallgesetze, der Steigerung der Rolle der Kommunen, der Erhöhung des Umweltbewusstseins und der gesellschaftlicher Akzeptanz sowie der Gewährleistung der Entsorgungssicherheit. Als weiterer Forschungsbedarf werden methodologische Verbesserungen für die angewandte Ökobilanzmethode, Entwicklung von Monetarisierungsansätzen indirekter Kosten und Modelle zur Prognose von demografischen Änderungen bei der Planung der Entsorgungsinfrastruktur angeregt.

Abstract In this dissertation a special assessment methodology for municipal waste management systems has been developed with the goal of deriving possibilities for improving waste management. The applicability of this assessment has been tested with a Polish Association of Local Authorities.

Following accession to the EU in 2004, the situation of waste management in Poland has been marked by several factors. The necessity to change the system of municipal waste management systems along with the possibility of co-financing waste management facilities with EU funds, as well as the obligations imposed by accession to the EU has forced Polish municipalities to reform their management of waste disposal so that it complies with European standards with regard to qualitative and quantitative targets.

With this question also arises as to how waste management systems can be optimised in the long term with regard to sustainability.

The aim of this study is to develop an instrument for municipal decision makers with which they can assess household waste management systems and which will facilitate decision making. Assessment methods will be selected and merged into a single assessment. Based on these results, the municipalities will be able to derive optimisation potentials for their waste management systems.

The methodology of the evaluation process is explained using the example of an Association of Local Authorities in Dolina, Poland. For the purpose of the study extensive theoretical papers on assessment and methods of assessment have been set in relationship to the specific requirements and needs which have been identified in the field study.

To evaluate an exemplary waste management system model depicting the management, disposal processes and participants, has been created. Furthermore, four disposal alternatives have been displayed. Municipalities, households, waste collectors and operators of waste treatment plants have been identified as participants. The waste management processes to be considered encompass the steps from the generation of waste up to recycling or disposal. Disposal alternatives are quantitative development scenarios of municipal waste management system.

The assessment process covers the areas of: economy, ecology and social aspects (representing the three pillars of sustainability). Technical aspects are also examined. To determine results in these areas three decisive assessment methods have been applied: cost benefit analysis, life cycle assessment and worth value analysis.

In the economic area, the cost of municipal waste is presented by means of cost benefit analysis. The economic viability (economic yield) is quantitatively determined by comparing revenues with the cost of the systems subject to other economic factors such as the negative impact of waste disposal plants.

In the area of ecology potential effects on the environment of disposal alternatives are quantitatively obtained by using the LCA method. Those impacts on the environment which are particularly relevant in connection with waste disposal facilities have been measured: climate impact, toxicity and resource consumption.

Regarding the social aspects acceptance and attitude of the population have been examined. Regarding the technical aspects the conditions related to waste disposal plants and the collection of waste have been recorded. For the analysis and measurement of these aspects questionnaires were developed and distributed to participants in the waste disposal process. The calculation of the results was achieved with the aid of a utility analysis.

Sensitivity analyses were also conducted for the areas which were assessed: economic, environmental, social and technological.

For a comprehensive evaluation of the waste disposal alternatives under consideration, the three assessment methods which were applied were combined in one overall result. To achieve this a method, the multi-criteria decision analysis, Promethee I and II were applied.

Furthermore, an approach to describe the optimization potential in the field of municipal waste management has been developed. This approach includes the evaluation of the questionnaires, the comparison of the actual situation with the desired state as described by EU objectives, quantitative and qualitative, for waste management and the analysis of the results of the sensitivity analyses.

The analysis of the questionnaires reveals optimisation potentials from the perspective of management and stakeholders, in particular, with regard to the processes. The Distance-to-Target approach (comparison of the actual situation with the desired situation) reflects the degree to which the qualitative and quantitative waste management objectives have been achieved. With this a local authority can control the actual situation with regard to the objectives.

The sensitivity analysis identifies the data which most influence the assessment results. Thus the uncertainty and the robustness of the result are made evident.

The optimisation potentials were developed within the areas and waste disposal processes which were examined.

In the municipality of Dolina under consideration, in addition to the baseline scenario (waste disposal: landfill) three other disposal scenarios are modelled: separate collection of bio waste and recyclables, MBT and landfill. Within the evaluation carried out, the scenario with a waste incinerator has proved to be the most advantageous.

Direct optimisation potentials for municipal decision-makers have been identified. These include, for example, increasing the influence of local politicians by means of control measures and interventions as well as the requirement to amend municipal legislation.

Moreover, the assessment system described in this thesis, along with the insights gained, present ways of raising environmental awareness and social acceptance of certain waste disposal alternatives, as well as incentives for promoting the introduction of separate waste collection. Investment in waste disposal made possible by EU funds represents not only a chance to improve the environmental status but also an opportunity to maintain waste disposal safety and to fulfil the objectives of waste management in the long term.

Improvements for Polish waste management which have been identified are: changing waste disposal legislation, increasing the role of local authorities, raising environmental awareness and social acceptance and ensuring the safe disposal of waste.

Further scientific research on the following is suggested: the methodological improvement for the applied life cycle assessment method, the development of monetary approaches to indirect costs, and models for forecasting demographic changes in the planning of waste management infrastructure.

Inhaltsverzeichnis 1. EINLEITUNG .................................................................................................................................. 1

1.1. HINTERGRUND UND ZIEL DER ARBEIT....................................................................................... 1 1.2. AUFBAU DER ARBEIT ................................................................................................................ 4

2. RAHMENBEDINGUNGEN DER ABFALLWIRTSCHAFT IN POLEN.................................. 7

2.1. RAHMENBEDINGUNGEN KOMMUNALER ABFALLWIRTSCHAFT................................................... 7 2.1.1. Grundsätze der Abfallwirtschaft .......................................................................................... 7 2.1.2. EU-Gesetzgebung ................................................................................................................ 8 2.1.3. Rechts- und Organisationsformen kommunaler Abfallwirtschaft in Polen........................ 11 2.1.4. Finanzierung der Entsorgungsinfrastruktur ...................................................................... 14 2.1.5. Entsorgungswirtschaftliche Vorhaben ............................................................................... 15

2.2. VERANTWORTLICHKEITEN ...................................................................................................... 16 2.3. ENTSORGUNGSGEBÜHREN ....................................................................................................... 20

2.3.1. Umlagefunktion.................................................................................................................. 20 2.3.2. Lenkungsfunktion ............................................................................................................... 20 2.3.3. Finanzierungsfunktion ....................................................................................................... 21 2.3.4. Deponiesteuer .................................................................................................................... 22

2.4. ABFALLMENGEN IN POLEN ...................................................................................................... 23 2.5. ENTSORGUNGSLOGISTIK UND ABFALLERFASSUNGSSYSTEME.................................................. 25 2.6. VERWERTUNG UND BESEITIGUNG DER HAUSHALTSABFÄLLE.................................................. 31

2.6.1. Thermische Abfallbehandlung ........................................................................................... 32 2.6.2. Mechanische Abfallbehandlung ......................................................................................... 33 2.6.3. Mechanisch-biologische Abfallbehandlung ....................................................................... 34 2.6.4. Biologische Abfallbehandlung ........................................................................................... 36 2.6.5. Deponierung von Abfällen ................................................................................................. 37

2.7. EINFLUSS DER EUROPÄISCHEN UNION AUF DIE POLNISCHE ABFALLPOLITIK ........................... 38 2.8. FOLGEN DER ORGANISATORISCH-RECHTLICHEN SITUATION IN POLNISCHEN KOMMUNEN....... 41 2.9. SPEZIFISCHE ENTSORGUNGSSITUATION IM ZWECKVERBAND DOLINA REDY I CHYLONKI ......... 43

2.9.1. Systemgrenze des Entsorgungsgebietes ............................................................................. 43 2.9.2. Abfallmengen und – zusammensetzung.............................................................................. 44 2.9.3. Soziodemographische Beschreibung des Entsorgungsgebietes ......................................... 47 2.9.4. Entsorgungsstruktur........................................................................................................... 51 2.9.5. Reduktionsmengen ............................................................................................................. 56

3. ALLGEMEINE BEWERTUNGSMETHODEN FÜR ABFALLWIRTSCHAFTLICHE SYSTEME - LITERATURÜBERBLICK ............................................................................................. 57

3.1. ALLGEMEINE BEGRIFFSBESTIMMUNG...................................................................................... 57 3.1.1. Planungsstufen kommunaler Abfallwirtschaft ................................................................... 57 3.1.2. Bewertung und Bewertungsmethode .................................................................................. 59 3.1.3. Bewertungskriterium und Indikator ................................................................................... 61 3.1.4. Bewertungsverfahren und Entscheidung............................................................................ 62

3.2. ALLGEMEINE ANFORDERUNGEN AN BEWERTUNGSVERFAHREN UND DEREN ELEMENTE ......... 63 3.2.1. Allgemeine Anforderungsziele an Bewertungsverfahren ................................................... 63 3.2.2. Allgemeine Anforderungen an Bewertungsmethoden ........................................................ 65 3.2.3. Allgemeine Anforderungen an Bewertungskriterien .......................................................... 66 3.2.4. Allgemeine Anforderungen an Indikatoren ........................................................................ 67 3.2.5. Allgemeine Anforderungen an Datenqualität für ein Bewertungsverfahren...................... 69

3.2.6. Randbedingungen bei der Betrachtung von Handlungsoptionen....................................... 70 3.3. KURZVORSTELLUNG ALLGEMEINER BEWERTUNGSMETHODEN................................................ 72

3.3.1. Allgemeine Bewertungsmethoden - Überblick ................................................................... 73 3.3.2. Bewertungsmethoden in der Abfallwirtschaft .................................................................... 76 3.3.3. Kritik an bisherigen Bewertungsmethoden und -verfahren................................................ 82

3.4. AUSWAHL DER METHODEN FÜR DAS DARGESTELLTE VERFAHREN.......................................... 84 3.4.1. Die Kosten-Nutzen-Analyse................................................................................................ 85 3.4.2. Die Ökobilanzmethode ....................................................................................................... 87 3.4.3. Die Nutzwertanalyse .......................................................................................................... 93 3.4.4. Die Promethee Methode..................................................................................................... 97

4. BEWERTUNGSVERFAHREN FÜR EIN ENTSORGUNGSSYSTEM FÜR HAUSHALTSABFÄLLE ...................................................................................................................... 107

4.1. ANFORDERUNGEN AN VERFAHREN FÜR DIE ANWENDUNG IN KOMMUNEN............................ 107 4.2. ANWENDUNGSZIEL UND ABLAUF DES BEWERTUNGSVERFAHRENS FÜR ENTSORGUNGSSYSTEME

108 4.2.1. Hintergrund und Anwendungsziel .................................................................................... 108 4.2.2. Ablauf des entwickelten Bewertungsverfahrens ............................................................... 109

4.3. SYSTEMBESCHREIBUNG UND ANNAHMEN FÜR DAS ENTWICKELTE BEWERTUNGSVERFAHREN112 4.3.1. Entsorgungsmodell für Haushaltsabfälle ......................................................................... 112 4.3.2. Betrachtete Bereiche ........................................................................................................ 113 4.3.3. Bewertungsmethoden ....................................................................................................... 115 4.3.4. Systemgrenze .................................................................................................................... 116

4.4. EINFÜHRUNG VON ENTSORGUNGSALTERNATIVEN................................................................. 117 4.4.1. Modellierte Entsorgungsalternativen............................................................................... 117 4.4.2. Entsorgungsalternative 0 ................................................................................................. 118 4.4.3. Entsorgungsalternative 1 ................................................................................................. 120 4.4.4. Entsorgungsalternative 2 ................................................................................................. 122 4.4.5. Entsorgungsalternative 3 ................................................................................................. 124

4.5. INPUT FÜR BEWERTUNGSMETHODEN..................................................................................... 128 4.5.1. Informationsbedarf für die KNA....................................................................................... 128 4.5.2. Bewertungskriterien in der KNA ...................................................................................... 129 4.5.3. Informationsbedarf für die ÖBM...................................................................................... 150 4.5.4. Bewertungskriterien in der ÖBM ..................................................................................... 155 4.5.5. Informationsbedarf für die NWA...................................................................................... 162 4.5.6. Bewertungskriterien für NWA .......................................................................................... 166

4.6. GEWICHTUNG, AGGREGATION UND ZUSAMMENFÜHRUNG VON ERGEBNISSEN IM ENTWICKELTEN

BEWERTUNGSVERFAHREN ................................................................................................................... 169

5. ERGEBNISSE DES BEWERTUNGSVERFAHRENS IM BEZUG ZUM ZWECKVERBAND 171

5.1. ERGEBNISSE AUS DEN BEWERTUNGSMETHODEN ................................................................... 171 5.1.1. Ergebnisse aus der KNA .................................................................................................. 171 5.1.2. Schlussfolgerungen aus der KNA..................................................................................... 187 5.1.3. Ergebnisse aus der ÖBM.................................................................................................. 189 5.1.4. Schlussfolgerungen aus der ÖBM .................................................................................... 207 5.1.5. Ergebnisse aus der NWA – technische Aspekte................................................................ 208 5.1.6. Schlussfolgerungen aus technischen Aspekten................................................................. 218

5.1.7. Ergebnisse aus der NWA – soziale Aspekte ..................................................................... 219 5.1.8. Schlussfolgerungen aus sozialen Aspekten ...................................................................... 230

5.2. ERGEBNIS AUS DER PROMETHEE METHODE .......................................................................... 231 5.3. SENSITIVITÄTSANALYSE........................................................................................................ 233

5.3.1. Sensitivitätsanalyse in der KNA....................................................................................... 234 5.3.2. Sensitivitätsanalyse in der ÖBM ...................................................................................... 239 5.3.3. Sensitivitätsanalyse in der NWA - technische Aspekte..................................................... 247 5.3.4. Sensitivitätsanalyse in der NWA - soziale Aspekte........................................................... 248

5.4. OPTIMIERUNGSPOTENZIALE FÜR ENTSORGUNGSSYSTEME FÜR HAUSHALTSABFÄLLE IN POLEN

249 5.4.1. Optimierungsansatz ......................................................................................................... 249 5.4.2. Optimierungspotenziale für den betrachteten ZV Dolina ................................................ 251

6. DISKUSSION ............................................................................................................................... 265

6.1. VERGLEICH DER EINZELNERGEBNISSE IM EUROPÄISCHEN KONTEXT .................................... 265 6.1.1. Ökologische Ergebnisse................................................................................................... 265 6.1.2. Ökonomische Ergebnisse ................................................................................................. 269

6.2. EMPFEHLUNGEN FÜR DEN OPTIMALEN EINSATZ DES BEWERTUNGSVERFAHRENS ................. 276 6.2.1. Anforderungen an das dargestellte Bewertungsverfahren und dessen Elemente............. 276 6.2.2. Empfehlungen für die KNA .............................................................................................. 280 6.2.3. Empfehlungen für die ÖBM mit Easewaste...................................................................... 281 6.2.4. Empfehlungen für die NWA.............................................................................................. 282 6.2.5. Empfehlungen für die Promethee Methode...................................................................... 283

6.3. EMPFEHLUNGEN AUS METHODENSPEZIFISCHEN ERGEBNISSEN FÜR DEN BETRACHTETEN ZV

DOLINA 283 6.3.1. Optimierung von Entsorgungssystemen anhand der KNA-Ergebnisse ............................ 284 6.3.2. Optimierung von Entsorgungssystemen anhand der ÖBM-Ergebnisse ........................... 287 6.3.3. Optimierung von Entsorgungssystemen anhand der NWA-Ergebnisse ........................... 289

6.4. EMPFEHLUNGEN FÜR DIE KOMMUNALE ABFALLWIRTSCHAFT IN POLEN................................ 292 6.4.1. Erkenntnisse für die kommunale Abfallwirtschaft in polnischen Kommunen .................. 292 6.4.2. Anwendbarkeit in anderen Kommunen ............................................................................ 294 6.4.3. Interkommunale Zusammenarbeit.................................................................................... 294

6.5. ZUSAMMENFASSUNG VON EMPFEHLUNGEN .......................................................................... 295

7. AUSBLICK................................................................................................................................... 297

8. GLOSSAR..................................................................................................................................... 299

9. QUELLENVERZEICHNIS ........................................................................................................ 311

10. ABBILDUNGSVERZEICHNIS.................................................................................................. 343

11. TABELLENVERZEICHNIS ...................................................................................................... 347

12. ANHÄNGE .............................................................................................................................. 12-351

Abbkürzungen a Jahr

A Aggregation

AbfG Abfallgesetz

Abf.-RRL Abfallrahmenrichtlinie

Abf.-VA-RL Abfallverbrennungsrichtlinie

AfG Abfallgesetz

AG Altglas

AK allgemeine Kosten

Aör öffentlich-rechtsfähige Anstalten

AP Altpapier

Äq. Äquivalente

AKGS allgemeine Sammelkosten getrennter Sammlung

ASGH allgemeine Sammelkosten von gemischten Haushaltsabfällen

AT4 Atmungsaktivität

AW Abfallwirtschaft

BAT Beste Verfügbare Techniken; Best Available Techniques

BHO Bundeshaushaltsordnung

BIO Bioabfälle aus Haushalten

Bio.-Abf.-RL Bioabfallrichtlinie

Bio-KW Biogas-Kraftwerk

BIP Bruttoinlandsprodukt

BK Behälterkosten

BM Bewertungsmethode

BSP Bruttosozialprodukt

BSR Berliner Stadtreinigungsbetriebe

Dep.-RL Deponierichtlinie

DG Directorate-General

DSV Daseinsvorsorge

E Einwohner

EA Entsorgungsalternative

EB Eigenbetrieb

EK Europäische Kommission

EBS Ersatzbrennstoffe

EE Erneuerbare Energien

EEG Elektroaltgeräte

ECMT European Conference of Ministers of Transport

E Ergebnis

GABI Ganzheitliche Bilanzierung

G Gewichtung

GmbH Gesellschaft mit beschränkter Haftung

GS Gewinnmarge eines Sammlers

GUS Główny Urząd Statystyczny (Polnisches Statistisches Amt)

HH Haushalt

ISPA Instrument for Structural Policies for Pre-Accession KmG Kommunalgesetz

KNA Kosten-Nutzen-Analyse

KPGO Krajowy Plan Gospodarki Odpadami (Nationaler Abfallwirtschaftsplan)

KW Kraftwerk

KWA Kosten-Wirksamkeits-Analyse

LKW Lastkraftfahrzeug

MBA Mechanisch-Biologische Abfallbehandlungsanlage

MBS Mechanisch-Biologische Stabilisierung

MKEA Multikriterielle Entscheidungsanalyse

MPS Mechanisch-Physikalische Stabilisierung

MVA Müllverbrennungsanlage

NWA Nutzwertanalyse

NWA 2. Nutzwertanalyse 2. Generation

ÖBM Ökobilanzmethode

OECD Organisation for Economic Cooperation and Development

ÖRA Ökologische Risikoanalyse

Ö öffentlich

OK ökonomische Aspekte

ÖL ökologische Aspekte

örE öffentlich-rechtliche Entsorgungsträger

P privat

PKW Personenkraftfahrzeug

PLA Produktlinienanalyse

PLN Polnischer Zloty

PMRE Polnisches Ministerium für Regionale Entwicklung

PPK Papier, Pappe, Karton

PPP Private Public Partnership

PSIRU Public Services International Research Unit

RB Regiebetrieb

REA-Gips Gips aus aus den Abgasen von Rauchgasentschwefelungsanlagen

RL Richtlinie

S soziale Aspekte

SB Sachbilanz

SK Sammelkosten

SR Sortiereste

T technische Aspekte TOC organischer Kohlenstoff

TS Trockensubstanz

UA Umweltamt

UmG Umweltschutzgesetz

UVP Umweltverträglichkeitsprüfung

VAB verbal-argumentative Bewertung

Verp.-RL Verpackungsrichtlinie

WB Weltbank

WA Wirkungsanalyse

ZV Zweckverband

Kapitel 1 – Einleitung

1. EINLEITUNG

„Nichts geschieht von selbst, sondern alles infolge eines Grundes und unter dem Grund der Notwendigkeit.“

Leukippos

Griechischer Philosoph des 5. Jahrhunderts v. Chr.

1.1. Hintergrund und Ziel der Arbeit Die Verwertung und Beseitigung von Haushaltsabfällen stellt wegen des direkten Einflusses auf die natürliche Umwelt und die Lebensqualität des Menschen ökologische, soziale und wirtschaftliche Probleme dar (OECD 2003). Um die mit Haushaltsabfällen verbundenen Risiken und Gefahren für die Bevölkerung und die Umwelt zu begrenzen, schuf die Europäische Union einen umfangreichen Gesetzesrahmen für die Abfallwirtschaft. Das langfristige und nachhaltige Ziel der Europäischen Union ist es zukünftig, den Ressourcenverbrauch und die Haushaltsabfallerzeugung vom Wirtschaftswachstum abzukoppeln, die Deponierung von Abfällen, insbesondere solcher mit hohem biogenen Anteil, drastisch zu reduzieren und die Treibhausgasemissionen im Vergleich zu den Werten von 1990 bis 2020 um 20% zu senken (EUROSTAT 2008). Deshalb stellen die Verwertung und Beseitigung von Abfällen absolute Notwendigkeiten für die kommunale Abfallwirtschaft dar (Thomé-Kozmiensky 2006). Die Anforderungen aus der europäischen Gesetzgebung und die Ziele der Abfallwirtschaft beeinflussen erheblich die kommunale und gewerbliche Abfallwirtschaft und damit die Bewirtschaftung der Haushaltsabfälle auf lokaler Ebene. Aufgrund wirtschaftlicher Voraussetzungen, der spezifischen Gesetzeslage der Nicht-Wahrnehmung von ökologischen Auswirkungen und technischen Unzulänglichkeiten, sowie der fehlenden sozialen Akzeptanz werden diese abfallwirtschaftlichen Ziele für Polen als neues EU-Mitglied zu einer großen Herausforderung. Die derzeitige Entsorgungssituation in polnischen Kommunen lässt sich wie folgt kennzeichnen: Durch die außerordentlich liberale und wettbewerbsfreundliche Marktordnung (Schäfer 2008) wird die kommunale Entsorgung von Haushaltsabfällen aus ökonomischer und technischer Sicht zu einer komplexen und komplizierten Angelegenheit. Die Vielzahl von Sammlern und die modernisierungsbe-dürftigen technischen Ausstattungen beeinflussen negativ eine ordentliche Organisation der Entsorgungsprozesse. Die Kommune hat wegen der speziellen Rechtsentwicklung zum einen nur eine unzureichende Kontrolle über die Entsorgungsverträge zwischen Sammlern und Einwohnern und zum anderen ungeeignete Instrumente zur Verfolgung der „Umweltsünder“ (Schäfer 2008).

Außerdem beeinträchtigt ein knappes Finanzbudget empfindlich die Haushalts- und Investitionsplanung im Entsorgungsbereich (Mikuła 2009). Die Investitionszurückhaltung der Kommunen hat somit erhebliche negative Konsequenzen, wie z.B. die veralteten Techniken und die ineffiziente Sammlung des Haushaltabfalls. Infolge dessen wird das Organisieren getrennter Sammlung und die Erfüllung der Pflichten aus den EU-Richtlinien hinsichtlich Recycling, Verwertung und Beseitigung von Abfällen erschwert (Sieja 2009, Maksymowicz 2009). Durch eine drastische Erhöhung der Deponiegebühren sind die ersten negativen Folgen bemerkbar (Sieja 2009). Die Bürger beseitigen ihre Abfälle auf informellen Entsorgungswegen. Die Sammler hingegen bringen die Abfälle zu billigeren, aber technisch veralteten und nicht EU-konformen Deponieanlagen (Czajkowski 2007), die bis zu ihrer Schließung 2014 in Betrieb sein dürfen (KPGO 2006). Anstelle der stillzulegenden Deponien und „wilden“ Abkippstellen fehlen derzeit die alternativen Verwertungs- und Beseitigungsanlagen. Der fehlende Vollzug und die Kontrolle der Entsorgungswirtschaft, die informelle und umweltschädliche Abfallbeseitigung (Maksymowicz 2009), der große gesellschaftliche Widerstand gegenüber Müllverbrennung (Olędzka-Koprowiska 2009), der Abbau von Entsorgungskapazitäten, die unzureichenden kommunalen Finanzmittel und als Konsequenz die Gefährdung der Entsorgungssicherheit (Pajak 2009) sind die Hauptprobleme der polnischen Abfallwirtschaft. Andererseits stellt die EU den polnischen Kommunen zahlreiche Mitfinanzierungsmöglichkeiten der Entsorgungsinfrastruktur aus den Fördermitteln im Zeitraum 2007-2013 zur Verfügung. Sollten diese EU-Zuschüsse nicht rechtzeitig abgerufen werden, können die Zielvorgaben der Abfallwirtschaft ohne notwendige Investitionen nur schwer realisiert werden. Als Konsequenz kann die finanzielle Hilfe in der nächsten Finanzierungsphase 2014-2020 eingestellt und den Kommunen finanzielle Sanktionen auferlegt werden. Die europäische Umweltgesetzgebung und die darauf basierende Planung nationaler Strategien werden die polnischen Kommunen jedoch veranlassen, ihre Umwelt- und Abfallpolitik im Einklang mit übergeordneten Vorgaben umzusetzen (Kurth 2008) und die heutige Entsorgungssituation zu ändern (Maksymowicz 2009). Dabei sind verschiedene Ziele zu beachten, wie z.B. die Reduzierung der Deponierungsmengen bis 2014 um 50% gegenüber dem heutigen Anteil an deponierten Abfällen (EUROSTAT 2008, KPGO 2006). Um die polnischen kommunalen Entsorgungssysteme gemäß der EU-Gesetzgebung und der nationalen Strategien umzustrukturieren, sind transparente Bewertungen solcher Systeme notwendig. Aufgrund von lückenhaften Abfalldatenbanken und weil nur für bestimmte Aspekte Bewertungsinstrumente (wie z.B. Wirtschaftlichkeit) vorhanden sind, werden Änderungen innerhalb der Entsorgungssysteme zur Anpassung an die europäischen Vorgaben von polnischen Kommunalpolitikern mit Unmut und Unsicherheit vorgenommen. Aus unzureichenden organisatorischen und fachlichen Kenntnissen resultieren oft Verzögerungen der Entscheidungs-prozesse (Maksymowicz 2009).

Die in Kürze auslaufenden Übergangsfristen für europäische Abfallgesetze zwingen die polnischen Kommunen dringend dazu, neue Bewertungskonzepte als Entscheidungsunterstützung zur Erfüllung der EU-Anforderungen zu implementieren. Bevor eine Entscheidung auf kommunaler Ebene in Bezug auf ein zukünftiges Abfallwirtschaftskonzept getroffen wird, sollen die Systemalternativen hinsichtlich ihrer Nachhaltigkeit und der Erfüllung ökologischer Ziele erarbeitet, bewertet, verglichen und geordnet werden (VKS 2009). Dabei sollen technische Anforderungen und die Machbarkeit bei begrenztem kommunalem Budget, sowie die Zufriedenheit der Einwohner berücksichtigt werden. Erst über eine Zusammenführung von Bewertungsmethoden, die diese Aspekte berücksichtigen, wird eine sachgemäße Beurteilung ermöglicht. Ziel der vorliegenden Arbeit ist es, ein Bewertung- und Entscheidungs-unterstützungsinstrument für die Bewertung von Entsorgungssystemen von Haushaltsabfällen für kommunale Entscheidungsträger zu entwickeln und die Anwendbarkeit und Zusammenführung von Bewertungsmethoden für kommunale Entscheidungsträger aufzuzeigen. Die Kommunen können darauf aufbauend Optimierungspotenziale für Abfallwirtschaftssysteme ableiten. Das dargestellte Bewertungsverfahren umfasst ökologische Auswirkungen, Wirtschaftlichkeit sowie die technischen und sozialen Aspekte des Entsorgungskonzeptes. Am Beispiel eines polnischen Zweckverbandes Dolina wird das Bewertungsverfahren erarbeitet. Zum Erreichen dieses Ziels werden folgende Unterziele bearbeitet:

1. Relevante qualitative und quantitative Einflussgrößen auf die kommunale Abfallwirtschaft (z.B. Abfallarten, -mengen, -zusammensetzungen, demographische Faktoren, gesellschafts-politische Elemente, sonstige Infrastrukturgegebenheiten etc. im betrachteten Zweckverband in Polen) werden aufgezeigt;

2. Ein neues Bewertungsverfahren für ein Entsorgungssystem unter Verwendung existierender Bewertungsmethoden (ÖBM, KNA und NWA) zur systematischen Beurteilung ökonomischer, ökologischer, technischer und sozialer Aspekte wird entwickelt;

3. Entsorgungsalternativen werden definiert und dann mithilfe des neu entwickelten Bewertungsverfahrens evaluiert und am Beispiel des betrachteten ZV eine optimale Lösung des Entsorgungssystems mit der Promethee-Methode ausgewählt;

4. Quantitative und qualitative Optimierungspotenziale eines Entsorgungssystems innerhalb eines kurzen sowie langen Zeitintervalls, anhand eines „Distance-to-Target“-Ansatzes, werden aufgezeigt.

Die Ergebnisse des vorgeschlagenen Bewertungsverfahrens können bei Entsorgungsinvestitionen zur EU-Dokumentationsvorbereitung genutzt werden. Außerdem kann dieses auf andere Kommunen und Regionen Polens

sowie nach Verallgemeinerung und länderspezifischen Modifizierungen auch auf Kommunen in der EU übertragen werden.

1.2. Aufbau der Arbeit Im Folgenden wird das in der vorliegenden Arbeit erarbeitete Bewertungsverfahren im Überblick beschrieben. Kapitel 2 - Rahmenbedingungen der Abfallwirtschaft in Polen In Kapitel 2 werden zunächst die Rahmenbedingungen der Abfallwirtschaft in der EU mit dem speziellen Einblick in Polen dargestellt. Dazu werden die spezifischen Verantwortlichkeiten, Entsorgungsgebühren und Abfallmengen in der polnischen Abfallwirtschaft erläutert. Weiterhin werden die Abfallbehandlungswege von der Sammlung bis hin zur Beseitigung beschrieben. Des Weiteren wird der Einfluss der EU auf die polnische Abfallpolitik und die Folgen der Entsorgungssituation in polnischen Kommunen dargestellt. Anschließend wird eine Ist-Analyse über die spezifische Entsorgungssituation im betrachteten Zweckverband durchgeführt sowie darauf bezugnehmende Aspekte diskutiert. Kapitel 3 - Allgemeine Bewertungsmethoden für abfallwirtschaftliche Systeme - Literaturüberblick Kapitel 3 gibt einen Literaturüberblick über allgemeine Bewertungsmethoden. Notwendige Nomenklaturen werden festgelegt. Danach erfolgt die Darstellung allgemeiner Anforderungen an das Bewertungsverfahren und dessen Elemente. Anschließend erfolgt die Darstellung bisher angewandter Bewertungsmethoden für entsorgungswirtschaftliche Fragestellungen. Aus den angeführten Bewertungsmethoden werden dann für die Fragestellung dieser Dissertation vier Methoden, ÖKM, KNA, NWA und die Promethee-Methode, ausgewählt, beschrieben, angewandt und kritisch diskutiert. Kapitel 4 - Bewertungsverfahren für ein Entsorgungssystem von Haushaltsabfällen In Kapitel 4 wird das in der vorliegenden Arbeit entwickelte Verfahren zur Bewertung eines Entsorgungssystems für Haushaltsabfälle dargestellt und angewandt. Dafür werden Anforderungen an das Bewertungsverfahren und das Anwendungsziel erläutert. Des Weiteren erfolgt die Darstellung der Annahmen und ausgewählter Bewertungskriterien innerhalb berücksichtigter Bewertungsmethoden. Anschließend werden Entsorgungsalternativen definiert und bewertet.

Kapitel 5 - Ergebnisse Kapitel 5 hat die Darstellung der ermittelten Ergebnisse und die Diskussion der errechneten Evaluierungsparameter zum Inhalt. Eine Sensitivitätsanalyse für einzelne Bewertungsmethoden innerhalb des Entsorgungssystems wird durchgeführt. Aus den Ergebnissen der Sensitivitätsanalyse werden die Bewertungskriterien mit dem größten Einfluss auf das Ergebnis bestimmt. Danach erfolgt die Bestimmung der Optimierungspotenziale für das Entsorgungssystem für Haushaltsabfälle. Anschließend wird deren Bedeutung für Fragestellungen innerhalb der kommunalen Abfallwirtschaft beschrieben. Es werden Empfehlungen aus den Optimierungspotenzialen abgeleitet, sowie die Bedeutung der Bewertung des Entsorgungssystems für Haushaltsabfälle beschrieben. Damit entsteht ein Bewertungs- und Entscheidungs-unterstützungsinstrument für Kommunen bei abfallwirtschaftlichen Fragestellungen. Kapitel 6 - Diskussion In Kapitel 6 werden schließlich die Einzelergebnisse im europäischen Kontext verglichen, Empfehlungen aus dem in dieser Arbeit vorgestellten Ansatz und für einzelne Bewertungsmethoden abgeleitet, sowie die Erkenntnisse für die kommunale Abfallwirtschaft in Polen gezogen. Kapitel 7 – Schlussfolgerungen und Ausblick Im letzten Kapitel werden die Erkenntnisse aus dem Bewertungsverfahren zusammengefasst und ein Ausblick auf den weiteren erforderlichen Forschungsbedarf gegeben.

Kapitel 2 – Rahmenbedingungen der Abfallwirtschaft in Polen

2. RAHMENBEDINGUNGEN DER ABFALLWIRTSCHAFT IN POLEN

„Wer in europäischen Angelegenheiten nicht an Wunder glaubt, ist kein Realist.“

Walter Hallstein (1901-1982)

Der erste Vorsitzende der Europäischen Kommission

In Kapitel 2.1 werden Rahmenbedingungen kommunaler Abfallwirtschaft in ausgewählten Aspekten in Bezug auf die polnische Entsorgungssituation beschrieben. Dazu werden in Kapitel 2.2 polnische Spezifika abfallwirtschaftlicher Verantwortlichkeiten beleuchtet. Kapitel 2.3 stellt die Entsorgungsgebühren und Kapitel 2.4 Mengen kommunaler Abfälle dar. Weiterhin werden in Kapitel 2.5 Entsorgungslogistik und Erfassungssysteme erläutert. In Kapitel 2.6 werden zudem Verwertungs- und Beseitigungswege der Haushaltsabfälle mit den entsprechenden, in Polen vorherrschenden, Verfahren beschrieben. In Kapitel 2.7 werden die aus den dargestellten Rahmenbedingungen für Polen zu erfüllenden Ziele der Abfallwirtschaft dargestellt. In Kapitel 2.8 werden die Folgen der dargestellten rechtlichen und organisatorischen Situation in der kommunalen Abfallwirtschaft zusammengefasst. Anschließend wird in Kapitel 2.9 die Entsorgungssituation im betrachteten ZV Dolina beschrieben.

2.1. Rahmenbedingungen kommunaler Abfallwirtschaft

2.1.1. Grundsätze der Abfallwirtschaft Die europäischen Mitgliedstaaten sind nach dem 6. Umweltaktionsprogramm aufgefordert, nach folgenden übergeordneten Umweltschutzhandlungsprinzipien zu handeln:

• Prinzip der Nachhaltigkeit: Das bedeutet – unter Berücksichtigung sozialer, wirtschaftlicher und umweltbezogener Komponenten des menschlichen Fortschritts zu handeln

• Prinzip der Verhütung von Umweltschäden (Vorsorge und Vorbeugung): Das bedeutet - vorbeugende Abwehr von Gefahren für die Umwelt durch den Einsatz entsprechender Maßnahmen, z.B. Anlagengenehmigung

• Prinzip des Verursachers (Polluter-Pays-Principle): Das bedeutet - Kostenbelastung desjenigen, der die Umwelt belastet oder schädigt, z.B. über Abfallgebühren

• Prinzip des Ursprungs: Das bedeutet – Bekämpfung aller erfolgten Umweltbeeinträchtigungen vorrangig an ihrer Quelle

• Prinzip der Kooperation: Das bedeutet - durch Beteiligung aller Beteiligten (Betroffene und Verursacher), z.B. bei der Konfliktlösung

Auf dieser Grundlage sollen die Ziele der Umwelt- und Abfallpolitik unter Berücksichtigung regionaler und lokaler Gegebenheiten erfüllt werden (EGV 1999, EUROSTAT 2008, Dierkes / Bruch 2008b).

Für die Entsorgung von Abfällen existieren weitere Prinzipien: Autarkie- und Näheprinzip: Abfälle sollten so nah wie möglich an ihrer Quelle entsorgt werden. Dabei wird darauf abgestellt, zumindest auf Gemeinschaftsebene, möglichst jedoch auf nationaler Ebene, den Entsorgungsbedarf selbst zu decken (21).

Im Hinblick auf die genannten Prinzipien des Umweltschutzes steht die Schadstoffentfrachtung aus Abfällen vor allen anderen Kriterien (wie z.B. Energiegewinnung, Einsparung von Treibhausgasen) im Vordergrund.

Gleichzeitig entwickelt sich die Abfallwirtschaft immer mehr zu einer Rohstoff- bzw. Ressourcenwirtschaft, in der die Abfälle – nach einer Schadstoffentfrachtung - als wertvolle Rohstoff- oder Energiequelle bzw. Wirtschaftsgut gesehen werden.

2.1.2. EU-Gesetzgebung Die europäische Abfallgesetzgebung und –politik wurde in zahlreichen Richtlinien definiert. Die für die Abfallwirtschaft wichtigsten Richtlinien in Bezug auf die Bewirtschaftung von Siedlungsabfällen werden hier hierarchisch genannt und kurz erläutert:

• Abfallrahmenrichtlinie (Abf.-RRL), 2008/98/EG vom 19.11.2008

• Deponierichtlinie (Dep.-RL), 99/31/EG vom 26.04.1999

• Abfallverbrennungsrichtlinie (Abf.-VA-RL), 2000/76/EG vom 04.12.2000

• Verpackungsrichtlinie (Verp.-RL) 2004/12/EG vom 11.02.2004

• Bioabfallrichtlinie (Bio.-Abf.-RL) – Entwurf eines Vorschlags DG Umwelt (Directorate-General Environment) von 2000

Die EU-Abfallrahmenrichtlinie zielt auf die Förderung der Recycling-Gesellschaft durch angemessene Maßnahmen (z.B. getrennte Sammlung). Im Vergleich zur früheren Richtlinie wurden in der novellierten Abfallrahmenrichtlinie folgende Punkte neu aufgenommen:

• Festlegung auf die folgende fünfstufige Hierarchie: Vermeidung, Vorbereitung zur Wiederverwendung, Recycling, sonstige – z.B. energetische Verwertung und Beseitigung der Abfälle; die Hierarchie kann aufgrund des Lebenszyklus der Produkte hinsichtlich der gesamten Umweltauswirkungen abweichen

• Klärung des Geltungsbereiches

• Festschreibung der Recycling-Mindestquoten und der Aufbereitung zur Wiederverwendung bestimmter Abfallkategorien, die ab dem Jahr 2020 von den Mitgliedstaaten erreicht werden müssen (50% für Papier, Metalle, Kunststoffe und Glas, allerdings nur aus Haushaltsabfällen)

• Festlegung der Energieeffizienzwerte für Müllverbrennungsanlagen (65% - Effizienzwert für nach dem 31. Dezember 2008 genehmigte Anlagen)1

• Aufnahme des Verursacherprinzips in die Kostenregelung; Festlegung konkreter Vermeidungsziele

• Änderung / Ergänzung der Begriffsbestimmungen (z.B. für Bioabfälle, Nebenprodukte)

Die EU-Deponierichtlinie wurde mit dem Zweck verabschiedet, die negativen Auswirkungen der Deponierung durch Vermeidung bzw. Verringerung abgelagerter Abfälle zu begrenzen. Es wurde u. a. eine gestaffelte progressive Reduzierung der Deponiemengen von biologisch abbaubaren Siedlungsabfällen (um 25% bis zum Jahr 2006, um 50% bis zum Jahr 2009 und um 65% bis zum Jahr 2016) eingefordert. Durch die Definition von Verminderungszielen sind alle Mitgliedstaaten veranlasst, das Recycling, die Kompostierung und die Material- bzw. Energierückgewinnung biologisch abbaubarer Abfälle zu fördern (Dierkes / Bruch 2008b). Die Deponierung der Abfälle wird durch Ressourcenverschwendung, Umweltschäden, Flächenverbrauch und zahlreicher Nachteile für Anwohner als schlechteste Option in der Abfallbehandlung betrachtet (EEA 2002).

Das Ziel der EU-Abfallverbrennungsrichtlinie (zur Verbrennung von Siedlungsabfällen mit Energierückgewinnung) ist die Verringerung bzw. Verminderung negativer Umwelteinflüsse durch die Verbrennung von Abfällen. Zur Erreichung dieses Ziels wurden u.a. Emissionsgrenzwerte für Abfallverbrennungs- und Mitverbrennungsanlagen und Anforderungen an die Abwassereinleitung / -ableitung vorgegeben.

1 Die vorgesehenen Effizienzwerte (60% oder 65%) der Müllverbrennungsanlagen (MVA) werden breit diskutiert. Sollten diese Effizienzwerte gelten, könnten weniger als die Hälfte der über 400 in Europa betriebenen MVA diesen Energiekoeffiziententen einhalten (Gäde-Butzlaff 2008).

Das Ziel der EU-Verpackungsrichtlinie ist es, Auswirkungen von Abfällen aus Verpackungen auf die Umwelt zu vermeiden oder zu verringern. Es wurden folgende Ziele zur Erfüllung bis 31.12.2008 festgelegt:

• mind. 60% der Verpackungsabfälle sollen zur Verwertung oder Verbrennung in Verbrennungsanlagen mit Energierückgewinnung behandelt werden;

• mind. 55% sollen der stofflichen Verwertung zugeführt werden;

• Mindestverwertungsquoten für Glas 60%, Papier / Karton 60%, Metalle 50%, Kunststoffe 22,5% und Holz 15% wurden eingeführt.

Der Vorschlag zur EU-Bioabfallrichtlinie wird durch die Europäische Kommission derzeit erarbeitet. Zu den wichtigsten Wirkungen der Bioabfallrichtlinie gehören sicherer Einsatz, Recycling, Verwertung und Beseitigung von biologisch abbaubaren Abfällen, eine getrennte Sammlung von Bioabfall, die Förderung der Eigenkompostierung und Kompostierung auf kommunaler Ebene sowie Qualitätsstandards und Einsatz der Komposte (Dierkes / Bruch 2008b). Durch die Bioabfallrichtlinie sollen die Biomasse und die damit verbundenen Energiepotenziale weg von der Deponierung und hin zu einer umweltfreundlicheren Nutzung gelenkt werden.

Die Tabelle 2.1 fasst die Vorgaben ausgewählter EU-Richtlinien zu Siedlungsabfällen nochmals zusammen und analysiert im Überblick die Maßnahmen zur Realisierung, um die jeweiligen Vorgaben zu erfüllen.

Tabelle 2.1: Zusammenfassung der Vorgaben der ausgewählten EU-Richtlinien zu Siedlungsabfällen

RICHTLINIE- BEZEICHNUNG

VORGABEN MÖGLICHE MASSNAHMEN ZUR REALISIERUNG

Abf.-RRL; (2), (6)

Vermeidung, Vorbereitung zur Wiederverwendung, Recycling, sonstige Verwertung (z.B. energetische Verwertung) und Beseitigung

Aufklärung, Programme, Info-Veranstaltungen, Sortierer stoffliche Verwertung (sortenrein) stoffliche Behandlung, Rottesysteme energetische Verwertung thermisch: Verbrennung, Kessel, Beschickung, Sanierung, Umrüstung, Beseitigung

Dep.-RL; (3) Reduzierungsquoten der abzulagernden Menge der biologisch abbaubaren Siedlungsabfälle nur „behandelter“ Abfall auf die Deponie aus Deponierung ausgeschlossen: Reifen, Krankenhausabfall, explosiver, oxidierender Abfall, etc.

getrennte Sammlung → Systemaufbau, Sortierung manuell/optisch, stoffliche Behandlung, Rottesysteme, Deponiebauer, -designer, -planer

Abf.-VA-RL; (10) Verbrennungstemp. mind. 850 °C 2 min. automatische Abfallbeschickung Abwärmenutzung „soweit praktikabel“ Grenzwerte für Emissionen in die Luft Grenzwerte für Abwasser

thermische: Verbrennung, Planung Kessel+ Anbauteile + Bau Beschickung, Sanierung Umrüstung, Abgasreinigung Reststoffreinigung, -behandlung

Verp.-RL; (4), (9)

Sammlungsquoten Verpackungsabfall Verwertungsquoten Verpackungsabfall Grundsätze der Verpackung (Minimierung Gewicht, Größe, Schadstoffe; „design for recovery“)

Aufklärung, Programme, Info-Veranstaltungen Sortierer Teilmengenverwertung Transport

Bio.-Abf.-RL – Vorschlag; EK (2000)

Einsatz, Recycling, Verwertung und Beseitigung von biologisch abbaubaren Abfällen, Kontrolle möglicher Kontaminierungen

getrennte Sammlung Bioabfall Förderungen der Eigenkompostierung und Kompostierung auf kommunaler Ebene Qualitätsstandards und Einsatz der Komposte

Quelle: Zusammensetzung nach (2), (3), (4), (6), (7), (9), (10), EK (2000), KEG (2005), Dierkes / Bruch (2008a, b)

2.1.3. Rechts- und Organisationsformen kommunaler Abfallwirtschaft in Polen

2.1.3.1. Rechtsformen

Unter einer Rechtsform wird eine rechtlich geregelte Organisationsform eines Unternehmens bzw. einer Einrichtung verstanden (Lemser et al. 1999). Nach Dierkes / Bruch (2008a) können sich die öffentlichen Betriebe privatwirtschaftlich oder öffentlich-rechtlich organisieren (s. Tabelle 2.2).

Bei den privatrechtlichen Formen sind gemischtwirtschaftliche und rein öffentliche zu unterscheiden. Die öffentlich-rechtlichen Entsorgungsträger (örE) im öffentlichen Bereich können zwischen verschiedenen möglichen Rechtsformen mit eigener Rechtspersönlichkeit (z.B. Anstalten oder Zweckverbände) oder ohne (z.B. Regie- oder Eigenbetrieb) wählen (Pippke 1999 / Lemser et al. 1999, Dierkes / Bruch 2008a). Beispiele der privatrechtlichen und öffentlich-rechtlichen Rechtsformen sind der Tabelle 2.2 zu entnehmen. Im Jahr 1990 wurde in Polen, nach mehr als vierzigjähriger Planwirtschaft, die Rechtsform der Eigenbetriebe (komunalny zakład budżetowy) nach der Eigentumsübertragung vom Staat an die Kommunen eingeführt. Dies wurde durch das Gemeinderecht von 1990 ermöglicht. Weiterhin wurden ab 1996 die Eigenbetriebe in kommunale Beteiligungsunternehmen (jednoosobowa spółka gminy) umgewandelt (FEDSEM 2004) und zwar durch das Gesetz zur Kommunalwirtschaft aus dem gleichen Jahr. Die Abfallwirtschaft ist eines der Betätigungsfelder der Kommunalwirtschaft nach der Wasserwirtschaft und dem Bauwesen (FEDSEM 2004, GUS 2007a). 2004 gab es in Polen 6948 Eigenbetriebe (jednoosobowa spółka gminy) und 2415 kommunale Unternehmen (przedsiębiorstwo komunalne). Unter kommunalen Unternehmen waren 358 Aktiengesellschaften (AG) und 2056 Gesellschaften mit beschränkter Haftung (GmbH) (FEDSEM 2004). Tabelle 2.2: Rechtsformen kommunaler Abfallwirtschaft

öffentliche Betriebe bzw. kommunale Unternehmen privatrechtliche Form öffentlich-rechtliche Form

gemischtwirt-schaftlich

rein öffentlich mit eigener Rechtspersönlichkeit

ohne eigene Rechtspersönlichkeit

Aktiengesellschaft, GmbH und

Genossenschaften

öffentlich-rechtsfähige Anstalten / AöR Stiftungen und Zweckverbände

reine Regiebetriebe / RB, Eigenbetriebe / EB und § 26 BHO-Betriebe

Quelle: Dierkes / Bruch (2008a)

2.1.3.2. Organisationsformen Lemser et al. (1999) bezeichnet eine Organisationsform als institutionelles Arrangement zur Realisierung der Pflichtaufgabe „Entsorgung“. Es wird prinzipiell zwischen Kapitalbeteiligungen, Kooperationsmodellen sowie Liefer- und Leistungsverträgen in der Abfallwirtschaft unterschieden, die in verschiedenen Gebieten der Abfallwirtschaft angewandt werden (s. Tabelle 2.3). Polnische Vorschriften bestimmen nicht, wie sich das Gesellschaftskapital in den jeweiligen Organisationsformen anteilig zusammensetzen soll. In der Praxis gehören 2/3 der kommunalen Unternehmen zu 100% den Kommunen (im Bereich

Wasser). Weitere Anteilseigner (polnische und ausländische Konzerne) kommen aus dem Bausektor oder sind Energieversorger und Unternehmen der Wasser- und Abfallwirtschaft (FEDSEM 2004). Nach Angaben von Public Services International Research Unit (PSIRU 2007) agieren auf dem polnischen Abfallmarkt vor allem deutsche, französische und niederländische Entsorger, die im Zuge von Privatisierungsprozessen öffentlicher Betriebe kontinuierlich ihre Marktanteile erhöhen. Tabelle 2.3: Organisationsformen in der Abfallwirtschaft

ORGANISATIONSFORM ANWENDUNGSFORM ANWENDUNGSGEBIETE IN DER ABFALLWIRTSCHAFT

Kapitalbeteiligungen PPP-Modelle Recycling, Entsorgungslogistik, thermische Abfallbehandlung

Kooperationsmodelle PPP-Modelle, Konzessionen Betreibermodelle, Betriebsführungsvereinbarung

Entsorgungsinfrastruktur

Liefer- und Leistungsverträge

Auswahl von Lieferanten durch Vergabeverfahren

Sammeln, Transportieren der Abfälle Winterdienst, Containerdienst zur Bauschutterfassung Kanalreinigung

Quelle: Zusammengestellt nach Lemser et al. (1999), Dierkes / Bruch (2008a)

Kapitalbeteiligungen über PPP-Modelle und Kooperationsmodelle im Hinblick auf das vor Kurzem erlassene novellierte „PPP-Gesetz“ (30) und das „Konzessionsgesetz über Bauarbeiten und Dienstleistungen“ (31) geben gegenwärtig Anlass zur Diskussion.

Das neue PPP-Gesetz steht nicht mehr im Widerspruch zum 2005 erlassenen Vergaberecht (Ursprungsgesetz) und soll erwartungsgemäß verbreitet beim Bau von Müllverbrennungsanlagen angewandt werden (Pajak 2009a). Das neue Konzessionsgesetz soll hingegen überwiegend zur Anwendung bei Projekten kommen, die über Nutzergebühren finanziert werden (Pajak 2009a). Wegen einer vorübergehenden Kontrolle der Entsorgungsinfrastruktur seitens privater Investoren können aber Kooperationsmodelle für zukünftige Entsorgungsanlagen von geringem Interesse für Kapitalgeber bleiben. Nach dem PPP-Gesetz wird beim Betreibermodell ein Privater für 30 Jahre konzessioniert.

Liefer- und Leistungsverträge werden in Polen aufgrund des „Gesetzes über Sauberkeit und Ordnung in den Gemeinden“; weiter „Kommunalgesetz“ (KmG) praktiziert.

Gemäß KmG können die polnischen Kommunen Entsorgungsaufgaben bei freiwilligen Aufgaben wie z.B. Winterdienst, Containerdienst zur

Bauschutterfassung oder Kanalreinigung an private Entsorgungsunternehmen über Ausschreibungen vergeben (17). Aufgrund immer kürzerer Verträge mit den Kommunen sowie komplizierter Vergabeprozesse ist diese Organisationsform für private Entsorgungsunternehmen in der Praxis jedoch weniger interessant (Dierkes / Bruch 2008a).

2.1.4. Finanzierung der Entsorgungsinfrastruktur

2.1.4.1. Ökonomische Regelungsinstrumente Die 1993 eingeführten Umweltschutzfonds (Nationaler, Woiwodschafts-, Kreis und Kommunenfonds) finanzieren sich vorrangig

• bei legaler Umweltnutzung – mittels Einnahmen aus den Umweltgebühren (z.B. Deponiegebühren),

• bei illegalem Handeln – aus erhöhten Gebühren (je nach der Höhe der Umweltschädlichkeit einer Tätigkeit),

• bei einem über die eigentliche Genehmigung hinausgehenden Gebrauch – aus Verwaltungsstrafen (beim Verstoß gegen Genehmigungsauflagen),

• aus ökonomischen Instrumenten wie Konzessionen (z.B. im Bergbau), Produktabgaben und Steueranteilen in die Fonds (Schäfer 2009).

Zur Finanzierung von kommunaler Abfallwirtschaft oder Förderung von Maßnahmen zur Bekämpfung von Umweltverschmutzungen stehen kommunale Mittel oder Kreisfonds zur Verfügung. Über Einnahmen und Ausgaben der Kreis- bzw. Kommunenfonds entscheidet der kommunale Rat oder Kreistag jeweils bis zum 15. Januar für das laufende Jahr per Beschluss. Die Kommunen, deren Fonds über überdurchschnittlich hohe Einnahmen verfügen, geben einen Teil der Gelder an die jeweiligen Woiwodschaftsfonds ab (Schäfer 2008). Darüber hinaus stehen bei der Finanzierung von abfallwirtschaftlichen Investitionen, wie für Deponien oder thermische Abfallbehandlungsanlagen, den Kommunen in Polen zahlreiche sonstige Instrumente zur Verfügung (Mikuła 2009). Vor allem sind es Vorzugskredite von Bank- oder Finanzinstitutionen, wie z.B. von der Weltbank oder der Europäischen Bank für Wiederaufbau und Entwicklung oder Fördermittel der Europäischen Union (z.B. Instrument for Structural Policies for Pre-Accession - ISPA, Kohäsionsfonds) oder Dotationen sowie Subventionen und Zuzahlungen zu Krediten von staatlichen und regionalen Umweltschutzfonds (KPGO 2006), die zur Verfügung stehen.

Nach Angaben des polnischen Ministeriums für regionale Entwicklung (PMRE 2009) können die infrastrukturellen Investitionen in der Abfallwirtschaft (z.B. MVA, MBA etc.) im Programmzeitrahmen 2007-2013 bis zu 85% aus förderfähigem EU-Zuschuss bestehen. Gemäß der ersten Liste für geplante Investitionen ergibt dieser EU-Zuschuss rd. 61% der Gesamtinvestitionskosten (Obermeier 2009).

2.1.4.2. Organisation der Finanzierung von Entsorgungsinfrastruktur Die oben beschriebenen rechtlichen Entwicklungen (PPP und Konzessionsgesetz) erleichtern die Finanzierung von großen Infrastrukturprojekten (z.B. MVA) als Gemeinschaftsprojekte (z.B. als Kooperationsmodelle), bei denen das Eigentum an einer Anlage bei der öffentlichen Hand liegt und die Finanzierung bzw. der Betrieb einem privaten Investor obliegt. Laut dem Nationalen Abfallwirtschaftsplan 2010 sind Müllverbrennungsanlagen für die Entsorgungsgebiete mit über 300 Tsd. Bürger zu bauen. Für Entsorgungsgebiete zwischen 150 und 300 Tsd. Einwohnern sind mechanisch-biologische Anlagen in die Überlegungen einzubeziehen (KPGO 2006). Um die erforderliche Einwohnerzahl als Vorbedingung eines großen Infrastrukturprojekts und damit zur Mitfinanzierung der Investitionen zu erreichen, können sich kleinere Kommunen in Zweckverbänden organisieren (KPGO 2006). Bei der Finanzierung der Investitionen für Abfallbehälter, -container und -sammelfahrzeuge greifen Kommunen (je nach aktuellen Rechts- und Organisationsformen in dem Entsorgungsgebiet) entweder auf öffentliche Finanzierung oder den Privatsektor zurück (KPGO 2006). Im Zusammenhang mit der Modernisierung des öffentlichen Dienstes lassen sich in den letzten Jahren zunehmend der Übergang und Konsolidierungsprozesse von öffentlich-rechtlichen zu privatrechtlichen Formen und der weitere Verkauf von Anteilen an private Dritte beobachten. Dies wird aufgrund modernisierungsbedürftiger Entsorgungstechnik und –infrastruktur und aufgrund der Finanzierung geplanter kommunaler Investitionen notwendig.

2.1.5. Entsorgungswirtschaftliche Vorhaben Bei der Diskussion über ein integriertes Entsorgungskonzept oder ein abfallwirtschaftliches Vorhaben soll die Öffentlichkeit von Beginn an informiert werden (KPGO 2006). Alle relevanten Interessengruppen sind aufgrund von verschiedenen Motiven, Interessen und Handlungsspielräumen und daraus resultierenden potenziellen Spannungen und Konflikten in die Entscheidungsprozesse und Phasen der Vorbereitung und Planung eines Entsorgungskonzepts einzubeziehen (Wiedemann et al. 1991, Johnke 2007). Wesentliche Gründe dafür sind nach Wiedemann et al. (1991) die unterschiedliche Selbst- und Fremdeinschätzung der Akteure:

• Die betroffenen Anwohner z.B. sehen sich Risiken ausgesetzt, auf die sie keinen Einfluss haben und betrachten entsorgungswirtschaftliche Vorhaben als potenzielle Gefahr.

• Die Anlagenhersteller sind sich zwar in der Regel der Gefahrenpotenziale bewusst, sind aber zugleich der Überzeugung, diese durch Anwendung entsprechender Bau- und Sicherheitstechnologien auf ein tolerierbares Minimum senken zu können.

• Die Kommune gerät dabei leicht in eine „Sandwichposition“, in der ihr seitens der Anwohner mangelnde Bürgernähe und seitens der Hersteller

und Entsorgungsunternehmen mangelnde Sach- und Entscheidungs-kompetenz vorgeworfen wird.

Durch ein frühzeitiges Interaktionsmanagement sollte für die betroffenen Gruppen ein konstruktives Klima der Kooperation geschaffen werden. Priorität hat stets, dass auf dem Kompromisswege Entscheidungen zustande kommen, die von allen Beteiligten getragen werden können. Bei der Kompromisssuche müssen lokale Rahmenbedingungen sowie nationale Gesetze und europäische Richtlinien berücksichtigt werden. Der mögliche Konflikt kann die Planungs- und Entscheidungsprozesse sowie die Errichtung einer Entsorgungsanlage deutlich verzögern (Wiedemann et al. 1991).

2.2. Verantwortlichkeiten Der Grundsatz der Allzuständigkeit der Kommunen in Polen charakterisiert eine Kommune als Selbstverwaltungskörperschaft, die alle Aufgaben der örtlichen Gemeinschaft, einschließlich der Daseinsvorsorge in eigener Verantwortung im Rahmen der geltenden Gesetze, zu lösen berechtigt ist. Die Daseinsvorsorge (DSV) beinhaltet auf der einen Seite den Schutz der Umwelt und auf der anderen Seite die umfassende Ordnung der kommunalen Abfallwirtschaft. Beide Aspekte werden durch zwei grundlegende Rechtsakte geprägt: das „Abfallgesetz“ (AbfG) (19) und „Kommunalgesetz“ (KmG) genannt (17). Darüber hinaus werden aufbauend auf den jeweiligen allgemeinen Umweltschutzprogrammen nach dem Art. 13 AbfG separate nationale, regionale und kommunale Programme entwickelt und gemäß den Art. 14 AbfG ein System von Abfallwirtschaftsplänen erstellt (19). Das 2009 novellierte AbfG (19) regelt die nachhaltige Abfallbewirtschaftung zum Schutz der Menschen, d.h.:

• die Vermeidung, Verringerung, Verwertung und Beseitigung der Abfallmengen sowie

• die Begrenzung negativer Auswirkungen auf die Umwelt.

Auf kommunaler Ebene werden die polnischen Kommunen durch das KmG (17) verpflichtet

• für die Erhaltung der Sauberkeit und Ordnung in den Kommunen zu sorgen;

• die Bedingungen für Tätigkeiten zur Erhaltung und Sicherung der Sauberkeit und Ordnung auf dem Gemeindegebiet zu schaffen (z.B. durch Definition der Anforderungen an die Sammelunternehmen zum Erhalt einer Entsorgungsgenehmigung);

• oder durch entsprechende institutionelle oder vertragliche Lösungen dafür zu sorgen, dass diese Tätigkeiten ausgeführt werden (z.B. durch Vergabe an Dritte).

Darüber hinaus gehören Bau, Instandhaltung und Betrieb eigener oder gemeinschaftlich mit anderen Kommunen betriebener (interkommunaler) Einrichtungen und Anlagen zur Verwertung oder Beseitigung von kommunalen Abfällen zur Daseinsvorsorge. Dazu planen und organisieren die Kommunen die getrennte Sammlung, Trennung und Lagerung wiederverwertbarer Kommunalabfälle, inklusive gefährlicher Abfälle. Außerdem arbeiten sie mit Unternehmern, die eine Tätigkeit in diesem Bereich ausüben, zusammen. Nach dem geltenden KmG (17) ist ein Anschluss- und Benutzungszwang kaum kontrollierbar, weil die Abfallerzeuger die Überlassungspflicht an die Sammelunternehmen – nicht an die Kommune – haben. Da die Kommune kein Eigentum an Abfall (!) hat, ist die durchführbare Kontrolle über Abfallströme von der Kommune sehr begrenzt bzw. nicht möglich. Durch ein Gemeindereferendum (Art. 6a Abs. 1) können die sich aus Art. 5 des Kommunalgesetzes ergebenden Abfallerzeuger- / Grundstückseigentümerpflichten auf die Kommune übertragen werden, sofern neben einem erfolgreich durchgeführten Gemeindereferendum eine entsprechende Regelung in die Abfallentsorgungssatzung aufgenommen wurde. Es gibt jedoch in der Praxis in Polen bislang nur sehr wenige Fälle der vollständigen Übernahme der Entsorgungspflichten durch die Kommune. Grund hierfür ist die regelmäßige Erfolglosigkeit der kommunalen Referenden aufgrund der Nicht-Erreichung der gesetzlich verlangten Mindestzahl von > 30% der Einwohnerstimmen (Schäfer 2008). Darüber hinaus ist die Durchführung eines Referendums für viele Kommunen wegen des hohen finanziellen und organisatorischen Aufwands risikobehaftet. In den Zweckverbänden, wo gleichzeitig das Referendum in mehreren Kommunen durchgeführt werden soll, ist ein Referendum ein kaum realisierbarer Aufwand – in lediglich 25 Kommunen (rd. 1% in ganz Polen) waren sie durch die Übernahme der Entsorgungspflichten für die ordnungsgemäße Erfüllung der Entsorgungsleistungen gegenüber den Grundstückseigentümern verantwortlich (Schäfer 2008, Maksymowicz 2009).

EINWOHNERErzeuger kommunaler

Abfälle / Hauseigentümer

SAMMELUNTERNEHMEN

öffentliche / private Sammler mit

Entsorgungsgenehmigung

AUFBEREITUNGS-VERWERTUNGS-/

BESEITIGUNGSANLAGE

mit Genehmigung im Abfallwirtschaftsplan

ausgewiesen

Vertragsregister / Berichte über abgeholte Abfallmengen

KOMMUNE

lokale Verwaltungsbehörde

Abfallgesetz + Kommunalgesetz (kommunaler Beschluss)

Kommunaler Abfallwirtschaftsplan

ÜBERLASSUNGSPFLICHTEntsorgungsvertrag und Entsorgungsgebühren

Abfallabholung, Entsorgungsgebühren

Abfalltransport zur in der Genehmigung vorgeschriebenen

Abfallverwertungs-/ Beseitigungsanlage

Vertrag und „Gate Fee”

WOIWODSCHAFTSMARSCHALLAMT** Marschallgebühren

= Deponiesteuer*

Kommunaler Umweltschutz-

fond***

Höchstentsorgungsgebühr(kommunaler Beschluss)

Entsorgungsvertragspflicht

Genehmigungs-anforderungen für Abholung

kommunaler Abfälle (Verordnung)

Betriebs- und Fixkosten einer Verwertungs- /

Beseitigungsanlage

* Unter Marshallgebühren ist die Deponiesteuer zu verstehen, nur bei der Deponierung von Abfällen erhoben** Woiwodschaftsmarschallamt bedeutet regionale Verwaltung*** Prozentuale Anteile der Marschallgebühren für Deponierung fließen in den Umweltschutzfond

Abfalleinsammlung, darunter getrennte Sammlung

Leistung VorgabenVertrag / Geldfluss Einfluss

Abbildung 2.1: Administrative Regelung kommunaler Abfallströme in polnischen Kommunen Quelle: Eigene Darstellung nach dem Abfall- und Kommunalgesetz

Die Abbildung 2.1 stellt die aus dem KmG (17) administrative Regelung kommunaler Abfallströme in polnischen Kommunen schematisch dar. Entsorgungsakteure in einem Entsorgungssystem sind:

• Eine Kommune, als Organ lokaler Selbstverwaltung - die Verwaltung der kommunalen Abfallwirtschaft und Kontrolle über die Abfallströme liegen in der Verantwortung und Kompetenz der Kommunen, die die Rahmenbedingungen für ein funktionierendes Entsorgungssystem schaffen (Art. 3 KmG). Außer den oben genannten Verantwortlichkeiten werden in Kommunen über den kommunalen Beschluss die maximal zu zahlenden (kostendeckenden) Entsorgungsgebühren, weiter

Höchstentsorgungsgebühren- für die Einwohner eines Einzugsgebietes (Erzeuger kommunaler Abfälle) errechnet und festgelegt (Art. 6 KmG Abs. 2). Hinzu werden durch eine Verordnung sog. Genehmigungsanforderungen für Sammelunternehmen (Art. 7 KmG) für die Abholung kommunaler Abfälle (z.B. technische Ausstattung, Sammlungsfrequenz, getrennt zu sammelnde Wertstoffe) definiert. Diese werden für maximal zehn Jahre erteilt (Art. 9 Abs. 1aa). Die Kommunen können Eigentümer von Abfallbehandlungsanlagen sein (Art. 3 Abs. 1).

• Einwohner – als Erzeuger kommunaler Abfälle - sind verpflichtet, mit einem von der Kommune genehmigten Sammler einen Entsorgungsvertrag abzuschließen (Art. 6 KmG Abs. 1). Gegen Abfallabholung und Behälterbereitstellung werden die Entsorgungsgebühren an Sammeldienstleister entrichtet (Art. 6 Abs. 7). Die Kommune ist der Empfänger von Entsorgungsgebühren nur von öffentlich-rechtlichen Entsorgungträgern (ÖrE).

• Sammelunternehmen – Sammler mit Entsorgungsgenehmigung – sind für die Behälterbereitstellung2, Abfallabholung und die Transporte zu den im kommunalen Abfallwirtschaftsplan ausgewiesenen Abfallbehandlungsanlagen (Abfallverwertungs- / Beseitigungsanlagen) zuständig. Über einen Vertrag zwischen einem Sammler und einer Abfallbehandlungsanlage werden bei der Abfalllieferung die sog. „Gebühren am Tor“3 („Gate fees“) erhoben. Des Weiteren besteht für die Abfallsammler eine quantitative Dokumentationspflicht an die Kommune, indem quartalsweise Berichte über die abgeholten Abfallmengen angefertigt werden müssen (Art. 9a Abs. 2).

• Abfallbehandlungsanlagen oder Verwertungs- bzw. Beseitigungsanlagen - müssen vorhanden sein, um die Abfälle zu behandeln bzw. endgültig zu beseitigen (Art. 8 Abs. 4). Diese können privatwirtschaftlich oder öffentlich-rechtlich betrieben werden.

2 Die Pflicht zur Bereitstellung der Abfallbehälter wird jeweils in Genehmigungsanforderungen an die Sammler definiert. 3 „Gebühren am Tor“ werden jeweils zwischen dem Sammler und einer Entsorgungseinrichtung vertraglich geregelt. Die Kommune hat unmittelbar keinen Einfluss auf die Annahmepreise zwischen dem Sammler und den Abfallbehandlungsanlagen. Der einzige begrenzende Faktor ist die Höhe der Deponiesteuer. (Deponiesteuer + feste / variable Kosten) – Annahmepreis = Gewinnmarge des Betreibers einer Abfallbehandlungsanlage. Zum Vergleich werden im Anhang 12-27 „Gebühren am Tor“ nach EU-Ländern in 2005 dargestellt.

• Die regionale Verwaltungsbehörde – Woiwodschaftsmarschallamt – ist der Empfänger der Marschallgebühren (Deponiesteuer) und hat die Kontrolle über die Kommunen in einer Woiwodschaft4.

2.3. Entsorgungsgebühren Die Entsorgungsgebühren haben nach Dierkes / Bruch (2008b) drei Funktionen:

• Umlagefunktion - Übertragung der entstehenden Kosten (Leistungsbereitstellung) auf die Leistungsnehmer

• Lenkungsfunktion - Anreizsetzung, die das Verbraucherverhalten beeinflusst

• Finanzierungsfunktion - Deckung der laufenden Kosten der öffentlichen Entsorgung

Auch in Polen kommen bei den Gebührensystemen drei Funktionen (Umlage-, Lenkungs- und Finanzierungsfunktion) zum Tragen.

2.3.1. Umlagefunktion Die von den Einwohnern erhobenen Entsorgungsgebühren dienen vornehmlich der Finanzierung der Entsorgung und Kostenübertragung auf Leistungsempfänger. Die Entsorgungsgebühren für die Abfallsammlung werden von jedem Sammelunternehmen kalkuliert, dürfen aber die von der Kommune im KmG auferlegten Höchstentsorgungsgebühren nicht überschreiten (weitere Ausführungen in nachfolgenden Abschnitten).

2.3.2. Lenkungsfunktion Die Höchstentsorgungsgebühren für gemischte Abfälle („Graue Tonne“) sind in Polen grundsätzlich deutlich höher als die für Wertstoffe und erfüllen damit auch eine Lenkungsfunktion. Das Ziel ist hier die Vorsortierung der Abfälle am Ort der Entstehung (Sieja 2009) und wird im KmG nach dem Art. 6 Abs 4 vorgeschrieben. In

4 Woiwodschaften sind administrativ vergleichbar mit Ländern in Deutschland. Polen ist in 16 Woiwodschaften gegliedert.

Warschau sind die Höchstentsorgungsgebühren für Wertstoffe beispielsweise 20-40% niedriger als für gemischte Abfälle (Czajkowski 2007).

2.3.3. Finanzierungsfunktion Entsorgungsgebühren nach Dierkes (2009) bestehen grundsätzlich aus:

• einer Grundgebühr (pro Einwohner; zur Deckung von Vorhalteleistungen) und • einer Zusatzgebühr (leistungsabhängiger an örtliche Gegebenheiten

angepasster Anteil und Anreize zur Abfallvermeidung; Teilgebühr über Behältervolumen, die Anzahl der Leerungen, Abfuhr, Gewichtsmaßstab).

Beim Kalkulationsvorgehen einer Höchstentsorgungsgebühr müssen grundsätzlich die ansatzfähigen Kosten einbezogen werden, d.h. die Kosten, die für betriebliche Leistungserstellung (betriebs- und einrichtungsbezogen) notwendig sind (Dierkes 2009).

Beispiele sind die Kosten der Beschaffung und Überlassung von Abfallbehältern, Anfahren der Grundstücke und Entleerung der Abfallbehälter mit dem Müllfahrzeug, Abfalldeponiekosten, Kosten für die gesonderte Abfuhr von Sperrmüll und Bioabfall (als in der Regel entgeltfreie bzw. entgeltreduzierte Leistungen) etc.

Kosten, die keinen sachlichen Bezug mit der Aufgabe der zu finanzierenden Leistung haben (z.B. Aufwand für echte / unechte Überkapazitäten, Entwicklungskosten, Kosten der Standortsuche, Alternativplanung etc.) sind nicht ansatzfähig und dürfen nicht berücksichtigt werden. Neben ansatzfähigen Kosten werden bei der Abfallgebührenkalkulation die Annahmen bezüglich der Behältertypen (MGB 120 l, MGB 240 l, MGB 1100 l), Behälterstandorte (Transportweg bis 15 m), Entleerungshäufigkeit (z.B. 1 x wöchentlich = 52 Entleerungen), Zeitraum (Monatsentgelt), Abfallarten (Haushaltsabfälle) und Erhebungszeitpunkt (Jahr 2006) gemacht (Dierkes 2009). Bei der kommunalen Kalkulation der Höchstentsorgungsgebühren (für die Sammler als die Obergrenze für die Entgelte für Sammelleistungen, für die Haushalte die Entsorgungsgebühren) werden in der polnischen Entsorgungspraxis vereinfachte Gebührenmodelle angewandt:

Nach dem Art. 6 Abs. 4a KmG können die Kommunen bei der Gebührenkalkulation Faktoren wie Einwohnerdichte und Entfernung zu Beseitigungsanlagen berücksichtigen. In der Praxis erkundigen sich auch die kommunalen Beamten unmittelbar nach der Höhe der Sammlungskosten, z.B. aus den von den Sammlern dargestellten Preiskalkulationsangeboten im Rahmen der öffentlichen Vergabe in der von der Kommune verlangten Form. Somit bekommen die für die Höchstentsorgungsgebührenbestimmung zuständigen kommunalen Politiker

eine Orientierung hinsichtlich der branchenbezogenen Gehälter-, Kraftstoff- und Verwaltungskosten. Darüber hinaus werden in der Regel die verfügbaren Haushaltseinkommen und eine Gewinnmarge der Sammler (z.B. 15%) einbezogen. Die weitere Berechnung von den gesetzlich aufgelegten Höchstentsorgungsgebühren basiert nicht auf einer offengelegten und zugänglichen Gebührenberechnung, sondern auf einer vereinfachten Kalkulation nach der Berücksichtigung von den oben genannten Faktoren. Die Höchstentsorgungsgebühr kann jährlich nach Absprache mit den Sammlern und den Betreibern der Abfallbehandlungsanlagen und nach der Kostenkalkulationshöhe neu bestimmt werden. In der Höchstentsorgungsgebühr sind außer Betriebs- und Fixkosten über die gesamte Wertschöpfungskette (Sammlung, Behandlung, Beseitigung der Abfälle) auch die Marschallgebühren enthalten.

2.3.4. Deponiesteuer Unter der Marschallgebühr ist eine 2008 eingeführte Gebühr für Abfalldeponierung (Deponiesteuer) zu verstehen, die zur Lenkung der Abfallströme hin zu anderen Abfallbehandlungsanlagen geschaffen wurde (als Anreiz für Abfallerzeuger, um das umweltfreundliche Verhalten zu fördern). Die Gebühren- und Bußgeldeinnahmen aus der Deponierung und Zwischenlagerung von Abfällen werden nach dem Art. 402, Pkt. 6 UmG (19) prozentual verteilt auf:

• 50% - Kommunalen Umweltschutzfond (Gminny Fundusz Ochrony Środowiska GFOŚ)5

• 10% - Umweltschutzfond des Landkreises (Powiatowy Fundusz Ochrony Środowiska PFOŚ)

• 26% - Fond für Umweltschutz und Wasserwirtschaft der Woiwodschaft (Wojewódzki Fundusz Ochrony Środowiska i Gospodarki Wodnej WFOŚiGW)

5 Nach den Informationen aus der Website für Rechtswesen (http://www.lex.com.pl/samorzad/artykul/225) vom 30.12.2009 werden ab dem 01.01.2010 die kommunalen (GFOŚ) und Landkreisfonds (PFOŚ) aufgelöst. Die Fonds für Umweltschutz und Wasserwirtschaft der Woiwodschaft (WFOŚiGW) werden zu Verwaltungsrechtsformen umgewandelt.

• 14% - Nationalen Fond für Umweltschutz und Wasserwirtschaft (Narodowy Fundusz Ochrony Środowiska i Gospodarki Wodnej NFOŚiGW)

Diese Einnahmen dienen zur Finanzierung von:

• Schließung und Rekultivierung von Deponien • Monitoring und Nachsorge über geschlossene Deponien, • Bau von Entsorgungsbetrieben zur Bewirtschaftung von

Siedlungsabfällen, • ökologische Kampagnen über Abfallbewirtschaftung bis zu 5% der

genannten Einnahmen. Die Aufteilung der Einnahmen für die genannten Zwecke wird im UmG (19) außer in den ökologischen Kampagnen nicht definiert. Deshalb besteht kein finanzieller Mechanismus für die Kommunen zur Einnahmenzuteilung und Verfügbarkeitssicherheit, z.B. für die Nachsorge von Deponien. Die Einführung von Deponiesteuer hat folgende bemerkbare Konsequenzen.

Durch erhöhte Entsorgungsgebühren werden geordnete Entsorgungswege verhindert. Die Bürger kündigen die Entsorgungsverträge und entsorgen ihre Abfälle z.B. über das Kippen in Wäldern oder Eigenverbrennung. Die Sammelunternehmen hingegen lassen die Abfälle fiktiv sortieren, damit sie einem anderen Abfallschlüssel zugeordnet werden. Somit können die Annahmegebühren an einer Deponieanlage gesenkt werden (Frankowski 2010, mdl. Mitt.). Andererseits erreichen die administrativ erhöhten Deponieannahmegebühren jene von MVA. Dies bestätigte sich bei den Machbarkeitsstudien, die für einige MVA-Projekte durchgeführt wurden. Bei den vergleichbaren Annahmegebühren soll dieser Mechanismus zukünftig die Abfallmengen statt zur Deponierung hin zur Müllverbrennung lenken (Pajak 2010, mdl. Mitt.).

2.4. Abfallmengen in Polen Nach Angaben des polnischen Statistischen Amtes betrug das Aufkommen an gesammelten kommunalen Abfällen 2006 in Polen 9,9 Mio. Mg (39,1 Mio. Einwohner, Stand 2006) und 271 kg pro Einwohner. Darunter waren 9,5 Mio. Mg Abfälle aus Haushalten und 0,4 Mio. Mg getrennt gesammelte Wertstoffe. Kommunales Abfallaufkommen machte 7,5-8% aller erzeugter Abfallmengen in Polen aus (GUS 2007a).

Nach Angaben des polnischen Statistischen Amtes wurden im Jahr 2006 95,1% der Abfälle deponiert, 2,9% kompostiert, 1,6% aus gemischten Abfällen aussortiert (und verwertet) und lediglich 0,4% thermisch behandelt (GUS 2007a).

Laut den Informationen vom polnischen Umweltministerium ließ sich in 2007 im Vergleich zum Vorjahr eine leichte Steigerung (um 5,6%) der Abfallmengen verzeichnen. Es wurden insgesamt über 10 Mio. Mg kommunale Abfälle eingesammelt. Aus den gemischten Abfallfraktionen kamen 2,9 Mio. Mg aus Gewerbe und 6,7 Mio. Mg aus Haushalten (MSDGO 2010).

Aus den in 2007 gesammelten gemischten 9,6 Mio. Mg kommunalen Abfällen (ohne getrennt gesammelte Fraktionen) wurden 41 Tsd. Mg (0,41%) thermisch und 278 Tsd. Mg (2,8%) biologisch behandelt. Getrennt gesammelt wurden 513 Tsd. Mg (5,1%) aller Abfälle; davon vor allem 26,5% Altglas, 21,8% PPK und 14% Sperrmüll) und aus dem Mischabfall 153 Tsd. Mg (1,5%) Wertstoffe aussortiert. Deponiert wurden über 9 Mio. Mg (90,2%) Abfälle (MSDGO 2010).

Nach dem Polnischen Umweltministerium (MSDGO 2010) wurden 2008, ähnlich wie im Jahr 2007, über 10 Mio. Mg kommunale Abfälle eingesammelt. Davon machten 682 Tsd. Mg getrennt gesammelte Wertstoffe aus (6,8% aller gesammelten Abfälle; davon 25,7% Altglas, 21,3% PPK und 14,2% Sperrmüll).

2008 sank im Vergleich zum Vorjahr der Anteil an deponierten Abfallmengen von 90,2% auf 86,6% (auf 8,7 Mio. Mg). Es wurden behandelt: biologisch 262 Tsd. Mg (2,61%), thermisch 63 Tsd. Mg (0,63%). Getrennt gesammelt wurden 682 Tsd. Mg (6,8% aller gesammelter Abfälle) und aus dem Mischabfall 336 Tsd. Mg (3,4%) aussortiert (MSDGO 2010).

Die Abfallmengen wurden nach Angaben für 2005-2007 aus dem polnischen statistischen Amt zusammengestellt und sind der Abbildung 2.2 zu entnehmen (GUS 2007a, MSDGO 2010). Die Prognose für Abfallaufkommen aus dem Nationalen Abfallwirtschaftsplan 2010 in Polen geht von einer etwa 19%-igen Steigerung bis 2018 der Mengen von Haushaltsabfällen im Vergleich zu 2006 aus (KPGO 2006). Während die gemischt gesammelten Fraktionen in diesem Zeitraum um 1% sinken, steigen die getrennt gesammelten Wertstoffe um 585% (von 0,4 Mio. Mg in 2006 auf 2,34 Mio. Mg in 2018). Es wird erwartet, dass das einwohnerspezifische Abfallaufkommen von 271 kg im Jahr 2006 auf 309 kg im Jahr 2018 ansteigt (KPGO 2006). Gleichzeitig wird nach Angaben des polnischen statistischen Amtes die Einwohnerzahl von 38,1 Mio. in 2006 auf 37,9 Mio. in 2018 abnehmen (vgl. Abbildung 2.2).

9473 9570

2005 2006 2007

aus getrennterSammlung

gemischteHaushaltsabfälle

Abbildung 2.2: Kommunales Abfallaufkommen nach gesammelten Mengen 2005-2007 und Prognose bis 2018 mit Aufteilung nach Haushaltsabfälle und aus getrennter Sammlung, Angaben in Tsd. Mg/a

Quelle: Eigene Darstellung nach GUS (2007a)

2.5. Entsorgungslogistik und Abfallerfassungssysteme Die kommunale Entsorgungslogistik befasst sich mit:

• den Fahrzeugen und Behältersystemen • der Tourenplanung • der Abfallerfassung und Sammlung • dem Transport • dem Umschlag und • der (Zwischen)Lagerung

aller anfallenden Haushaltsabfälle (Jünemann 1991a) die prinzipiell über organisierte Sammelsysteme erfolgt. Kommunale Sammelsysteme stellen eine notwendige Schnittstelle zwischen den beim Abfallerzeuger (Haushalte) anfallenden Abfällen und den Entsorgungseinrichtungen zur Abfallbehandlung dar (Salhofer 2001a). Während bei der Abfallerfassung alle Vorgänge zum Befüllen der Müllbehälter durch den Abfallerzeuger notwendig sind, umfasst die Abfallsammlung diejenigen Tätigkeiten, die von Sammelunternehmen ausgeführt werden (Jansen et al. 1998). In der kommunalen Abfallsammlung finden in der Regel Presssammelfahrzeuge mit Wechselcontaineraufbau Anwendung. Ein Standardpresssammelfahrzeug besteht aus dem Wechselcontaineraufbau, der Hub- und Kippvorrichtung und dem

Fahrgestell. Die Fahrzeuge untergliedern sich nach der Art der Ladung in Front-, Seiten- und Hecklader (Schweitzer 1995). Die Tourenplanung umfasst eine räumliche, zeitliche und mengenmäßig optimierte Planung von Fahrstrecken der vorhandenen Sammelfahrzeuge in einem Sammelgebiet. Bei der Optimierung der Tourenplanung ist u. a. Rücksicht auf die zu leerenden Behälter, die Abfallarten, das Entleerungsgebiet (innenstädtisch, städtisch, ländlich), den Wochentag und den Arbeitsschichten zu nehmen (Dierkes / Bruch 2008a, b). Eine fehlende Optimierung würde zu einer massiven Steigerung der entsorgungslogistischen Kosten durch die Sammler führen und die Nutzung der vorhandenen Betriebsmittel ineffizient werden lassen. Die Abfallerfassung und -sammlung bezeichnet nach Schweitzer (1995) die Abholung der Abfälle aus Haushalten und den Transport zu Abfallbehandlungsanlagen bzw. zu Umladestationen. Die Erfassung und Sammlung von Abfällen erfolgt über entsprechende Sammelfahrzeuge (Fahrzeugsysteme: Heck-, Seiten-, Frontlader und Wechselbehältersysteme - Container-Systeme in Schienen-/Straßentransporten). Abfallerfassung kann durch moderne High-Tech-Lösungen im Fuhrparkmanagement wie Identifikationssysteme (Codeträger am Abfallgefäß, Sende-/Leseeinheit an der Fahrzeugschüttung, Steuer- und Rechnereinheit) unterstützt werden (Schweitzer 1995, Dierkes / Bruch 2008a, b). Beim Einsatz von Sammelfahrzeugen ist u. a. die Sammelgebietsstruktur zu beachten (so ist zum Beispiel der Einsatz von Seiten- und Frontladern in dicht besiedelten Stadteilen auszuschließen). Unter dem Transport von Abfällen wird der Transport der gesammelten Abfallfraktionen zwischen dem Sammlungsgebiet und den Abfallbehandlungsanlagen verstanden, wenn diese sich außerhalb des Gebiets befinden. Die Abfälle können direkt zu einer Abfallbehandlungsanlage (Direktverkehr) gebracht, in einer Umladestation umgeladen und/oder auf größere Transporteinheiten (gebrochener/kombinierter Verkehr) aufgeladen werden. Die Abfälle werden danach entweder beseitigt, verwertet oder gelagert. Nach Jünemann (1991a) und Lemser et al. (1999) umfasst der Umschlag die Anlieferung durch die Sammelfahrzeuge, die Konfektionierung oder Aufbereitung und Beladung des Ferntransportmittels (in größere Transporteinheiten und/oder – behältnisse). Umschlag der Abfälle bezweckt die Verdichtung des angelieferten Abfalls und die Bereitstellung optimaler Einheiten zum weiteren Transport. Dieser geschieht über die Straße, die Schiene sowie den Wasserweg zur Abfallbehandlungsanlage. Unter Zwischenlagerung wird die Lagerung der Abfälle vor der Beseitigung (bis zu einem Jahr) oder vor der Verwertung (bis zu drei Jahren) verstanden (6). Sie kann an den Müllannahmestellen, den Sortier-, Verwertungs-, Beseitigungsanlagen und Umschlagstationen erfolgen. Als Zwischenlager können somit zum einen der Bunker und andere Annahmestellen oder zum anderen Zwischenlagerung auf bereits beladene Fahrzeuge, Container oder Schiffe -wegen langer Transportzeiten- dienen (Lemser et al. 1999). Sollten die Abfälle für einen längeren Zeitraum abgelegt werden, ist dies als Lagerung zu betrachten und unterliegt den Regelungen der Deponierichtlinie (3).

Ein Zwischenlager ist ein wichtiger aber additiver Entsorgungsschritt (Dierkes / Bruch 2008a). Wenn unzureichende Kapazitäten der vorhandenen Behandlungsanlagen vorliegen, besteht das Risiko, dass ein Zwischenlager zu einer Dauereinrichtung wird. Dabei entstehen unkontrollierte Emissionen (Vergärung des organischen Materials), wenn in einem Zwischenlager keine Einrichtungen wie belüftete Räume und/oder Absaugvorrichtungen vorhanden sind. Die Lösung wäre eine vorzeitige Adaption der Anlagenkapazitäten durch Reduzierung der Engpässe, um diese Negativeffekte zu vermeiden. Ein Bedarf für Umladestationen besteht dann, wenn die entsprechenden Behandlungsanlagen weit entfernt sind und die Abholung der Abfälle mit konventionellen Sammeleinheiten nicht mehr wirtschaftlich ist, oder wenn die Sammelgüter einer Vorbehandlung (z.B. Sortierung) bedürfen (Jünemann 1991a, Lemser et al. 1999).

GETRENNTE SAMMLUNG

StraßensammlungZentrale Sammelstelle

Annahmestellen (für Schadstoffe)

Straßen-Sperrmüll-Sammlung

Bündelsammlung (z.B. Altpapier)

Sacksammlung (z.B. Altkleider, Laub)

Haus zu Haus - Sammlung

Depotcontainer (für Glas, Papier, Schrott)

Recyclinghof (für Glas, Papier etc.)

Kompostplatz (für Gartenabfälle)

Sack plus Sack System

SAMMELVERFAHREN

Umleersysteme (Hausmüll- und Biotonne)

Wechselsysteme(Absetzmulden, Abrollbehälter,

Gleitabsetzbehälter)

Einwegsysteme(Müllsack, Einweghygienebehälter)

Offene Abfallbehälter(Sperrmüll)

GEMISCHTE SAMMLUNG

NACH SAMMELTECHNIK NACH ART DER SAMMLUNG

Behältersysteme für Mischabfall

Dezentrale Sammelstelle(Haushaltsnah)

Annahmestellen (für Schadstoffe)

MGM für Glas, PPK, LVP, Organik

Zusätzlich Behältnisse (z.B. gelber Sack, Müllbeutel)

Vorsortiergefäße (BioGUT)

BRINGSYSTEM HOLSYSTEM

Abbildung 2.3: Klassifizierung von Sammelverfahren nach der Sammeltechnik und Art der Sammlung Quelle: Eigene Zusammenstellung nach Jünemann (1991a), Schweitzer (1995), Jansen et al. (1998), Lemser et al. (1999), Salhofer (2001a), Dierkes / Bruch (2008a, b) Nach Schweitzer (1995) wird der Abfall nach den Sammelsystemen in Einweg-, Wechsel-, Umleer- und offenen Behältern bereitgestellt (s. Abbildung 2.3). Beim Einwegsystem wird der Abfall in loser Form oder zusammen in einem Gebinde entsorgt (z.B. in Säcken). Beim Wechselsystem wird der volle Behälter gegen einen leeren ausgewechselt (bei Abfallbehältern mit > 5 m³). Beim Umleersystem wird der Behälter vor Ort in das Sammelfahrzeug umgeleert (die Kleinmengen bis 3 m³). Bei offenen Behältern wird die Sondersammlung (z.B. Sperrmüll, Medikamente) organisiert (Schweitzer 1995, Dierkes / Bruch 2008a, b).

Als genormte Umleerbehälter (weiter Abfallbehälter genannt) kommen folgende Gefäße zum Einsatz nach Schweitzer (1995) wie folgt:

• Ringeimer 33 l / 50 l und 70 l / 110 l • Großbehälter (MGB) 120 l / 240 l; 660 l / 770 l; 1,1 m³; 2,2 m³; und 3,3 m³

Nach Art der Sammlung wird zwischen der getrennten Wertstoffsammlung über Bring- und Holsysteme und der gemischten Sammlung für Mischabfälle nach Lemser (et al. 1999) unterschieden (s. Abbildung 2.3). Die Auswahl des Sammelverfahrens wird außerdem durch die Verkehrs-, Bebauungs- und Sozialstruktur des Sammelgebiets beeinflusst (Jünemann 1991a, Jansen et al. 1998). Bei der Wertstoffsammlung im Holsystem werden Verkehrsfaktoren wie z.B. die Struktur des Sammelgebiets sowie das Verkehrsaufkommen berücksichtigt. (s. Tabelle 2.4) Die Bebauungsstruktur spielt in Bezug auf den vorhandenen Platz für die Wertstoffbehälter eine Rolle. Unter sozialen Faktoren sind z.B. die Kopplung des persönlichen Nutzens (niedrigere Entsorgungsgebühren bei der Aussortierung der Wertstoffe) mit dem Umweltschutz oder benutzerfreundlichere Systeme (z.B. kleinere Vorhaltebehälter für die Wohnungen) zu nennen (Dierkes / Bruch 2008a, b). Bei der Sammlung von Wertstoffen über ein Bringsystem sollten eine leichte Erreichbarkeit sowohl für den Wertstoffbesitzer als auch für den Entsorger, die regelmäßige Füllgradkontrolle (manuell oder automatisiert) und eine gute Sichtbarkeit der Plätze an Straßen mit größerem Verkehrsaufkommen berücksichtigt werden (Dierkes / Bruch 2008a, b). Tabelle 2.4: Einflussfaktoren bei der Wertstoffsammlung im Bring- und Holsystem

Bringsystem Holsystem

gute Sichtbarkeit der Abf.-Behälter auf Straßen mit großem Verkehrsaufkommen Kombination der Wege der Wertstoffbesitzer mit anderen Wegen (Einkaufszentren, öffentliche Einrichtungen etc.) leichte Erreichbarkeit der Gefäße für Sammler / Abfallerzeuger zugängliche Stellfläche fürs Ladefahrzeug und den Vorgang befestigte, regelmäßig gereinigte Standplätze regelmäßige Füllgradkontrolle der Behälter (manuell, automatisch) Berücksichtigung der Lärmbelästigung bei der Aufschüttung optimale Leerungsfrequenz mittels Container-Monitoring-System (CMS)

ausreichender Platz für Wertstoffbehälter am Müllplatz Betonung der Vorteile für die Nutzer (monetär, umweltfreundlich etc.) benutzerfreundliche Systeme und Lösungen (spezielle Einwurföffnungen am MGB, kleinere Behälter für Wohnungen Nachbarschaftstonne-Konzept) Unterstützung der Öffentlichkeitsarbeit des Sammlers

Quelle: Eigene Darstellung nach Dierkes (2009)

Darüber hinaus sollen nach Dierkes (2009) unabhängig vom Sammelsystem Angaben über folgende Punkte zugänglich sein:

• erwünschte und unerwünschte Stoffe in dem jeweiligen Wertstoffbehälter (per Handzettel, Aufkleber und/oder Internet)

• Art einzelner Wertstoffbehälter • Behälterleerungsintervalle und -zeiten • Informationen über den Ablauf der Sammlung (z.B. bei Sondersammlung) • Ziele der Wertstoffsammlung und Entsorgungswege • den erzielbaren Nutzen (Kostenersparnisse durch Reduzierung der

Haushaltsabfallmenge über Wertstoffaussortierung) Die Entwicklung einer modernen Entsorgungslogistik ist damit durch die verschiedenen, wie oben beschrieben, betriebsinternen Faktoren bestimmt. Dazu kommen externe Faktoren, wie z.B. die Größe und Art des Entsorgungsgebiets, die Einwohnerdichte, die geographische Lage (Klima, Landschaft), die Zugänglichkeit städtischer Infrastruktur, die Abfallströme und die Konkurrenz auf dem Entsorgungsmarkt. Zu stadtspezifischen Gegebenheiten, die kommunale Entsorgungslogistik stark beeinflussen, gehören u.a. Verkehrsdichte, Straßenbreite, Radfahrwege, Begleitgrün am Rand, geparkte Autos, Platzierung der MGB / Hinterhöfe / Durchgänge / Keller, Bedienung (Hinausstellen der MGB) sowie Bäume an den Rändern öffentlicher Straßen. Ergänzt um die Verpflichtung der Gewährleistung der Daseinsvorsorge, der notwendigen finanziellen Transparenz für die Bürger und der Garantie der Entsorgungssicherheit für ein Einzugsgebiet, wird das Entsorgungslogistik-Management zunehmend zu einer komplexen und aufwendigen Aufgabe für die Sammler. In den letzten Jahren wurden große Fortschritte im Bereich der Entsorgungslogistik in Polen erzielt (Korzen 2001). Zur Verbesserung der Entsorgungslogistik in Polen trugen auch ausländische (vor allem deutsche) Sammelunternehmen bei, die durch ihren offensiven Markteintritt und die Übernahme staatlicher Entsorger modernes Know-how einführten und notwendige logistische, technische und infrastrukturelle Investitionen tätigten. Beispiele dafür sind zahlreiche Übernahmen von kommunalen Sammlern und die daran anschließende Modernisierung der Sammelfahrzeugflotte / Entsorgungseinrichtungen, so zum Beispiel in Posen, Warschau, Wroclaw oder Bydgoszcz. Trotz dieser positiven Beispiele lassen die Entsorgungslogistik und Sammelsysteme in polnischen Kommunen immer noch viel zu wünschen übrig. Für ca. 10 Mio. Mg kommunaler Abfälle ist die „graue Tonne“ derzeit noch das dominierende Sammelsystem. 2006 existierten in 22% der Kommunen keine Wertstofftonnen (GUS 2007c). In keiner der 2502 Kommunen gab es eine Getrenntsammlung aller in der Tabelle 2.5

genannten Fraktionen. Am meisten gesammelt wurden Kunststoffe in 2406 der Kommunen (96%) und Altglas in 2334 (93%), gefolgt von PPK in 1710 (68%). Getrennte Sammlung von biologisch abbaubaren Abfällen erfolgte lediglich in 200 der Kommunen (8% aller polnischen Kommunen).

Aufgrund der Liberalisierung6 (Marktöffnung, hier Rekommunalisierung der Abfallwirtschaft durch Aufhebung der Überlassungspflicht und Entsorgungszuständigkeit; vgl. Dierkes / Bruch 2008b) ist der Entsorgungsmarkt in großen Städten sehr zersplittert. Selbst in Warschau (mit 1,7 Mio. Einwohnern) gab es 2007 rund 67 genehmigte Sammler und in Krakau (mit 750 Tsd. Einwohnern) sogar 95 (Czajkowski 2007). Tabelle 2.5: Anzahl polnischer Kommunen mit getrennt gesammelten Fraktionen im Jahr 2006

ANZAHL DER KOMMUNEN MIT GETRENNT GESAMMELTEN FRAKTIONEN

POLEN insg. PPK Glas Kunst-

stoffe Metalle Textilien gefähr- liche SM Bio.

ohne Getrennt-sammlung

Anzahl 2502 1710 2334 2406 718 129 245 624 200 558

Quelle: Eigene Darstellung nach GUS (2007c)

In Polen sind für Sammlung gemischter Abfälle drei Blech- oder Kunststoff-MGB-Arten: 110 / 240 l, 1,1 m³ und Container von 5,5 bis 12 m³ im Einsatz. Zur Getrenntsammlung werden die Säcke, MGB 1,1 m³ und 110 l verwendet (Grygorczuk-Petersons / Tałałaj 2007).

6 Der Begriff „Liberalisierung“ bezieht sich auf den Art. 3 des EU-Abkommens und legt fest, dass „die Tätigkeit der Gemeinschaft (…) ein System, das den Wettbewerb innerhalb des Binnenmarkts vor Verfälschungen schützt“, umfasst. Für diesen Zweck wird nach dem Art. 86 die Kommission mit einer Aufsichtsaufgabe beauftragt: „Die Mitgliedstaaten werden in Bezug auf öffentliche Unternehmen und auf Unternehmen, denen sie besondere oder ausschließliche Rechte gewähren, keine diesem Vertrag (…) widersprechende Maßnahmen treffen oder beibehalten“. In diesem Zusammenhang und im Bereich Abfallwirtschaft in Polen ist hier das Ziel der Liberalisierung die Entstaatlichung des Marktes (z.B. über die Privatisierung von öffentlichen Entsorgungsunternehmen) und die Befreiung von Wettbewerbsbeschränkungen.

2007 wurden etwa 57% der kommunale Abfälle von privaten (2006 56%) und 43% von öffentlichen Sammlern (2006 44%) gesammelt (GUS 2007c). Die von privaten Sammlern erfassten Abfallmengen konnten zum Teil unkontrolliert entsorgt werden (um die Entsorgungskosten zu senken). Somit weist die Abfallentsorgung einen Nachholbedarf im Vollzug der Kontrolle auf. Die in Polen benutzten Sammelfahrzeuge sind nach den telefonischen Angaben von den größten Sammelunternehmen vor allem Hecklader (WUKO Łódź oder ZNTS Brzesko) mit dem Fahrgestell von den Herstellern: Jelcz und Star (polnische Fabrikate) MAN und Mercedes (deutsche Fabrikate) sowie Volvo (schwedisches Fabrikat). Sonstige Fahrzeugsysteme wie Seitenlader und Frontlader sowie ein IT-unterstütztes Management des Fuhrparks mittels Identifikationssystemen sind eine Seltenheit und nur (wenn überhaupt) bei den größten (ausländischen) Sammlern zu finden. Eine genauere Bestimmung der Altersstruktur von Fahrzeugen, Schüttungssystemen und Erneuerungsgrad ist aufgrund der Vielzahl von Sammlern in Polen weder möglich noch sinnig, weil sich diese Angaben je nach Kommune exorbitant unterscheiden können. Außerdem sind aufgrund immer noch veralteter Sammeltechnik bei kleineren Sammelunternehmen die Überfüllung der Sammelfahrzeuge (ungeachtet der zulässigen Nutzlast) und der daraus resultierende erhöhte Kraftstoffverbrauch pro Mg Abfall und häufige Instandhaltungsarbeiten ein alltägliches Problem.

2.6. Verwertung und Beseitigung der Haushaltsabfälle Abfallbehandlungsprozesse können verfahrenstechnisch in thermische, chemisch/physikalische und biologische Behandlungsprozesse unterschieden werden. Bei allen diesen Prozessen ist das Ziel, nutzbare Wertstoffe zu gewinnen (Verwertung) oder Schadstoffe durch Separierung und/oder Zerstörung zu entfrachten und zu immobilisieren, chemische Reaktivität, Mengen und Volumen der Abfälle zu reduzieren und durch Abtöten von Krankheitserregern diese zu hygienisieren (Beseitigung) (Dierkes / Bruch 2008a, b, 6). Als Verwertung wird nach der novellierten Abfallrahmenrichtlinie (6) „jede Art von Abfallbewirtschaftungsmaßnahme zur Trennung der Abfallstoffe vom Abfallstrom bezeichnet, die zu einem bestimmten Erzeugnis mit einem potenziellen wirtschaftlichen oder ökologischen Nutzen führt“ (EUROSTAT 2008). Mit Blick auf diese Definition wird entsprechend die Verwendung von Abfällen als Brennstoff zur Energieerzeugung oder das Recycling von Abfällen als Verwertungsverfahren betrachtet (6). Beseitigung hingegen bezeichnet „jedes Verfahren, das keine Verwertung ist, auch wenn das Verfahren zur Nebenfolge hat, dass Stoffe oder Energie zurückgewonnen werden“. In dieser Hinsicht werden die Deponierung von Abfällen und mechanisch-biologische bzw. biologische Verfahren mit der endgültigen Deponierung der Outputfraktionen (die nicht verwertet werden) als Beseitigungsverfahren bezeichnet (2).

2.6.1. Thermische Abfallbehandlung „Unter Verbrennung wird die thermische Behandlung von Abfällen in einer speziell dafür ausgelegten Müllverbrennungsanlage verstanden“ (EUROSTAT 2008). Das Ziel der Verbrennung ist die Umwandlung des Abfalls in unschädliche Stoffgemische sowie die Vermeidung des Austrags toxischer organischer Schadstoffe in die Umwelt, bei gleichzeitiger Reduktion des Volumens und Gewichtsminderung der Abfälle (Zilch et al. 2001). Es wird prinzipiell nach energetischer Verwertung (hier sind die Energieeffizienzwerte nach der novellierten Abfallrahmenrichtlinie zu beachten, vgl. Kapitel 2.1.2) und thermischer Beseitigung unterschieden (6). Um wegen der Vielfalt der Begriffe (Verbrennung, thermische Beseitigung, energetische / thermische Verwertung, Mitverbrennung etc. vgl. Dierkes / Bruch 2008b) eine Begriffsklarheit zu schaffen, wird in dieser Arbeit unter Müllverbrennung eine energetische Verwertung verstanden. Dies ist damit zu begründen, dass es sich im Rahmen der vorliegenden Untersuchung um neue MVA handelt, die nach 2013 in Polen in Betrieb genommen werden, also nach dem Inkrafttreten der novellierten Abfallrahmenrichtlinie. Es gibt in Polen gegenwärtig nur eine öffentlich betriebene MVA in Warschau. Diese Anlage hat nach Angaben des Betreibers Zakład Unieszkodliwiania Stałych Odpadów Komunalnych (ZUSOK 2009) folgende Parameter:

• gesamt behandelte Abfallmengen: 120 Tsd. Mg/a (inkl. Sortierung und Kompostierung als Vorbehandlungsstationen)

• Verbrennungskapazität (Rostfeuerung): 57 Tsd. Mg/a (in 2004 nur zu ca. 75% ausgelastet wegen technischer Probleme und hoher Annahmepreise)

• Kompostherstellung (innerhalb des gesamten Entsorgungsbetriebs): ca. 11,5 Tsd. Mg/a.

Detailierte Angaben zu sonstigen technischen Parametern und Emissionen sind der Tabelle 2.6 zu entnehmen.

Tabelle 2.6: Technische Parameter der MVA in Warschau – Überblick, Angaben 2009 Parameter Einheit Wert verbrannte Abfallmengen Mg/a 39729 Durchschnittsheizwert der Abfälle kJ/kg 10057 Arbeitsstunden pro Jahr h/a 7372 elektrische Leistung des Generators MWe 2,4 erzeugte elektrische Energie MWhe 10545,3 Wärmeleistung des Netzanschlusses MWth 9 Wärmeabgabe an den Netzanschluss GJ

MWhth 243010 67500

Staubemissionen pro Jahr - Durchschnittswert mg/m3u 0,56

SO2-Emissionen pro Jahr - Durchschnittswert mg/m3u 4,22

NO2-Emissionen pro Jahr - Durchschnittswert mg/m3u 114,56

CO-Emissionen pro Jahr - Durchschnittswert mg/m3u 0,29

PCDD/F-Emissionen pro Jahr - Durchschnittswert ng TEQ /m3u 0,052

Quelle: Zusammenstellung nach Angaben von ZUSOK (2009)

Nach Angaben des MVA-Betreibers kostet zurzeit die energetische Verwertung von Abfällen 78-91 €/Mg (für Siedlungsabfälle) und bleibt der teuerste Entsorgungweg (Sochan 2010, mdl. Mitt., ZUSOK 2009). Aufgrund der zukünftigen Verringerung von Entsorgungskapazitäten in Polen durch die Schließung von Deponien nach 2010 ist der Neubau thermischer Abfallbehandlungsanlagen für Entsorgungsgebiete mit > 300 Tsd. Einwohnern bis 2014 zu erwarten (KPGO 2006, Pajak 2009b). Der Bau von zwölf MVA (öffentlich betrieben oder als PPP- oder Lizenzierungsprojekte) bis 2013 mit einer Gesamtkapazität von 2,5 Millionen Mg/a befindet sich in der Planungsphase und wird von der Europäischen Union im Rahmen des Kohäsionsfonds mit bis zu 85% (in der Praxis lediglich rd. 60%) der förderfähigen Kosten finanziert (vgl. Kapitel 2.1.4., auch Pajak 2007, 2009). Genauere Informationen zu den einzelnen MVA hinsichtlich der Investoren und der ausgewählten Technologien sind derzeit nicht vorhanden und werden erst nach der Durchführung der Machbarkeitsstudien veröffentlicht. Sollten nicht mindestens sieben bis acht MVA zur energetischen Verwertung in Polen bis 2013 in Betrieb genommen werden, drohen dem Land seitens der EU hohe finanzielle Sanktionen (Pajak 2009a).

2.6.2. Mechanische Abfallbehandlung Unter mechanischer Abfallbehandlung werden physikalische Verfahren zur Änderung der Zusammensetzung und der Eigenschaften von Stoffen verstanden. Das Ziel mechanischer Behandlung ist die Aufbereitung der Abfälle zur Herstellung möglichst reiner Stofffraktionen (z.B. recycelbare Wertstoffe, hochkalorische Fraktionen,

deponierbare Anteile, biologisch abbaubare Fraktionen und Störstoffe) als Vorbedingung einer stoffspezifischen Behandlung (Dierkes / Bruch 2008a, b). 2006 gab es in Polen 59 Sortieranlagen für getrennt gesammelte, 19 für gemischte und 25 für sowohl getrennt erfasste als auch gemischte Abfälle (KPGO 2006). Nach Angaben des Betreibers einer Sortieranlage in Stettin liegen die Behandlungskosten (inkl. Betriebs- und Sammlungskosten) 15-40 € pro Mg Abfall (Nedzusiak 2010, mdl. Mitt.).

Die Aufbereitung von Abfällen über Aussortierung von Wertstoffen soll in Polen dynamisch über einen Anteil von 20% im Jahr 2012 auf 38% im Jahr 2017 anwachsen (KPGO 2006). Dabei soll Rücksicht auf die Entwicklung geeigneter Sortiertechniken zur Steigerung der Outputqualität genommen werden. Ebenfalls steigt der Bedarf an regenerativen Energiequellen und am Ersatz fossiler Brennstoffe durch die Sortierprodukte (z.B. EBS). Daher ist eine Weiterentwicklung der Absatzmärkte für (Ersatz-)Brennstoffe zu erwarten. Im Zeitraum 2007 – 2010 sind neue Anlagen für die Wiedergewinnung und Verwertung zu errichten. Diese Anlagen sollen eine Durchsatzkapazität von 3,22 Mio. Mg/a haben und untergliedern sich wie folgt:

• organische kommunale Abfälle – 2,07 Mio. Mg/a • Klärschlamm – 150 Tsd. Mg TS/a und • Kunststoffe / Papier – 1 Mio. Mg/a (KPGO 2006)

2.6.3. Mechanisch-biologische Abfallbehandlung Die mechanisch-biologische Abfallbehandlung bezeichnet eine große Anzahl von Verfahrenskonzepten zur Trennung des Abfallstromes (mechanische Aufbereitung in verwertbare und nicht-verwertbare Fraktionen) und den ergänzenden Abbau organischer Feinfraktionen (biologische Behandlung und Trockenstabilisierung). Es wird unterschieden in MBA (Mechanisch-Biologische Abfallbehandlung, aerob/anaerob), MBS (Mechanisch-Biologische Stabilisierung) und MPS (Mechanisch-Physikalische Stabilisierung) (Dierkes / Bruch 2008a, b).

Die Ziele der mechanisch-biologischen Abfallbehandlung sind die Trennung des Abfallgemisches nach der stofflichen Zusammensetzung zur Herstellung einerseits eines Materials mit geringer bio-chemischer Reaktivität zur Stabilisierung des Deponiekörpers und andererseits eines homogeneren Einsatzmaterials für die thermische Behandlung (Dierkes / Bruch 2008a, b).

Nach Angaben aus dem Nationalen Abfallwirtschaftsplan für Polen 2010 arbeiteten 2006 lediglich insgesamt 20 MBA mit einer Gesamtkapazität von 553 Tsd. Mg/a (KPGO 2006).

Es sei jedoch angemerkt, dass bisher eine mechanisch-biologische Behandlungsanlage nach europäischem Standard unter polnischen

Rahmenbedingungen eine Kompostieranlage mit einer Sortierlinie von Abfällen als Vorbehandlungsstation bedeutet. In Einzelfällen kann diese um eine Linie zur EBS-Herstellung ergänzt werden. Das bedeutet auch, dass die in Polen funktionierenden MBA man nicht mit deutschen Anlagen, mit zwei Ausnahmen: MBA-Radom und MBA-Kalisz, vergleichen kann. Hier besteht Handlungsbedarf in Polen, indem internationale Definitionen für Behandlungsanlagen eingeführt werden müssen (Szpadt 2010, mdl. Mitt.).

Die Grobfraktion in polnischen MBA (> 80 mm) wird manuell sortiert, um die Wertstoffe zurück zu gewinnen. Die Sortierreste der Grobfraktion werden deponiert (Szpadt 2010, mdl. Mitt.). Viele Anlagen besitzen eine Genehmigung für die Verwertung der Feinfraktion. In der Realität findet nur eine Deponierung der Feinfraktion statt (Szpadt, 2010, mdl. Mitt.).

Organischer Kohlenstoff (TOC) und Reaktivitätsparameter - Atmungsaktivität (AT4) werden nicht gemessen. Einige MBA haben keine Anlagen zur biologischen Stabilisierung, sondern verfügen über kleine Kompostmieten. In mehreren MBA wird die biologische Fraktion nicht behandelt, um die Betriebskosten zu senken. Als ökologischer Effekt wird aber die biologische Stabilisierung aufgezeigt (Szpadt, 2010, mdl. Mitt.).

Die mechanisch-biologischen Behandlungskosten (inkl. Sortierungs-, Kompostierungs-, Deponierungskosten, abzüglich Marschallgebühr und Einnahmen aus dem Wertstoffverkauf) liegen nach Angaben ausgewählter Betreiber in der Region Danzig zwischen 17-45 € pro Mg Abfall (Głuszczak 2010, mdl. Mitt.).

Die genannten Behandlungskosten müssen in mehreren MBA in Polen mit Vorbehalt betrachtet werden, da –wie oben genannt- nicht immer die biologische Fraktion behandelt wird und somit die Betriebskosten gesenkt werden (Szpadt, 2010, mdl. Mitt.).

Ähnlich wie bei MVA soll in den nächsten Jahren in Polen wegen schrumpfender Entsorgungskapazitäten der Bau von MBA für Entsorgungsgebiete mit < 300 Tsd. Einwohnern durch den Kohäsionsfonds gefördert werden (KPGO 2006). Die einsetzbaren Verfahren, Standorte und Kapazitäten sind noch nicht bekannt, u. a. da sich die Anträge von Kommunen für die EU-Kofinanzierung sowie die Investorensuche, wegen der erst vor kurzem erlassenen PPP- und Lizenzgesetze (vgl. Kapitel 2.1.3. Organisationsformen), noch in der Anfangsphase befinden.

Aufgrund der geringen Anlagenzahl zur Verwertung von Outputströmen aus mechanisch-biologischen Abfallbehandlung sowie hoher, schwer erfüllbarer Qualitätsanforderungen für aus kommunaler Sammlung hergestellten EBS besteht zurzeit nach Angaben des Verbandes polnischer Zementindustrie Stowarzyszenie Producentów Cementu (SPC 2009) eine begrenzte Nachfrage nach heizwertreichen Fraktionen. Die Gründe dafür liegen in einer starken Verunreinigung des Inputs (zahlreiche Fehleinwürfe) sowie in aufwändigen und ineffizienten Sortierungsprozessen von Haushaltsabfällen zur Gewinnung von heizwertreichen Fraktionen.

Nach Mokrzycki / Uliasz-Bochenczyk (2006) gibt es insgesamt eine MVA, sieben Zementwerke, vier Kraftwerke und vier Wärmekraftwerke, die ein potenzielles Interesse und die technischen Möglichkeiten für die Verwertung von Abfällen bzw. EBS haben.

Es ist jedoch in den nächsten Jahren wegen steigender Energiepreise, Minderung der Deponiequoten und -kapazitäten und CO2-Emissionen mit einer steigenden Nachfrage für den EBS-Einsatz zu rechnen (wenn diese Fraktionen den Qualitätsanforderungen entsprechen).

2.6.4. Biologische Abfallbehandlung Unter biologischer Abfallbehandlung werden zwei Verfahren verstanden: Kompostierung7, d.h. der mikrobielle Abbau von organischen Stoffen unter Anwesenheit von Luftsauerstoff und Vergärung, d.h. der biologische Abbau bzw. Umbau organischer Substanz in geschlossenen Systemen unter Luftabschluss. Die Ziele der biologischen Abfallbehandlung sind die Herstellung von Kompost bzw. die Gewinnung von Biogas (Dierkes / Bruch 2008a, b). 2006 gab es nach Angaben vom polnischen statistischen Amt in Polen 58 Kompostieranlagen für Grünabfälle und getrennt gesammelte organische Abfälle und sechs Vergärungsanlagen mit einer installierten Gesamtkapazität von 1,2 Mio. Mg/a und einem Durchsatz von 374 Tsd. Mg/a. Die durchschnittliche Kapazität der Anlagen zur biologischen Behandlung betrug rd. 18 Tsd. Mg/a. Die lediglich genutzten 25% der vorhandenen Kapazitäten lassen sich v.a. mit informellen Entsorgungswegen für Abfälle sowie der geringen Sammlung von Biofraktionen begründen (Maksymowicz 2009). Jährlich werden der biologischen Behandlung lediglich 2,9% der Haushaltsabfälle zugeführt (KPGO 2006). Die geschätzten Kosten nach Angaben eines beispielhaften Betreibers liegen zwischen 6-15 € pro Mg Abfall.

7 Die Kompostierung erfolgt im allgemeinen in zwei Stufen: der Vor- und Intensivrottung und der Nachrottung. Bei der Vorrotte ist unter dynamischen und statischen Verfahen zu unterscheiden. Bei dynamischen Verfahren wird das Material dauernd bewegt, um entsprechende Luftmengen zu liefern und anaerobe Prozesse zu verhindern. Im Rotteturm oder –tunnel wird der Frischkompost erzielt. Bei statischen Verfahren wird die Luft durchgepresst, damit natürliche Rotte stattfindet. Bei Nachrotteverfahren wird der Kompost auf die Wandermieten geschichtet, um eine schnellere Rotte zu erzielen (Förstner 2004).

Da die Getrenntsammlung von Bioabfällen in kommunalen Sammlung in Polen derzeit nicht effektiv ist (vgl. Kommunenzahl mit Getrenntsammlung in der Tabelle 2.5), wird die biologisch abbaubare Fraktion über Sortierungsprozesse mit hohen Schadstoffgehalten gewonnen. Da die Bioabfallmengen, die zukünftig nicht mehr deponiert werden dürfen, drastisch ansteigen (s. Kapitel 2.1.2. – Ziele der Deponierichtlinie), ist eine steigende getrennte Sammlung von Bioabfällen zu erwarten. Um die gesammelten Bioabfallmengen zu bewirtschaften, wird in Polen der Neubau oder Ausbau der Kompostier- und Vergärungsanlagen befürwortet. Kompost findet europaweit Verwendung in der Landwirtschaft (rund 50%), bei der Landschaftsgestaltung und -pflege (bis zu 20%), bei der Kultursubstratherstellung (Mischungen) und zur Bodenherstellung (rund 20%). Bis zu 25% werden von privaten Haushalten erworben (EK 2008b). In Polen wird der Kompost aufgrund seiner minderen Qualität vollständig (zu 100 %) zu Renaturierungszwecken oder zur Abdeckung von Deponien verwendet (EK 2008b). Der Grund dafür ist ein hoher Verunreinigungsgrad von gesammelten Bioabfällen aus der Getrenntsammlung (Manczarski 2007). Zukünftig muss die Kompostqualität durch Vermiderung von Schadstoffgehalten verbessert werden (entsprechende Aufklärungsaktivitäten, Eigenkompostierung etc.).

2.6.5. Deponierung von Abfällen „Deponierung wird als die Lagerung von Abfall in oder auf Landflächen, einschließlich speziell konstruierter Deponien, sowie als provisorische Lagerung über einen Zeitraum von mehr als einem Jahr auf dauerhaften Lagerstätten definiert“ (EUROSTAT 2008). Das Ziel der Deponierung ist die Beseitigung von Abfällen durch eine sach- und umweltgerechte Ablagerung (Dierkes / Bruch 2008a, b). Nach Angaben des polnischen Statistischen Amt (GUS 2008) gab es 2007 in Polen 304 kontrollierte bzw. organisierte Abfalldeponien mit einer Anlage zur Biogasfassung. Zum Teil entsprechen diese Deponien nicht den europäischen Standards und müssen bis 2014 geschlossen werden. Zwölf von den 304 Deponien sind mit thermischer und 44 mit elektrischer Deponiegasnutzung ausgestattet. Auf den 237 (78%) Deponien erfolgt keine Biogasnutzung (Biogas entweicht in die Luft). Es liegen keine allgemeinen zusammengefassten Daten über Sickerwasser für Polen vor. Solche Angaben sollten jedoch in regionalen / kommunalen Abfallwirtschaftplänen veröffentlicht werden. Ende 2007 gab es ca. 2828 ungeordnete ("wilde") Abkippstellen in Polen, davon 1990 in ländlichen Gebieten und 838 in den Städten. Diese Abkippstellen müssen zukünftig beseitigt werden (GUS 2008). Insgesamt ist bis 2012 die Sanierung von 663, die Schließung von 361 sowie, aufgrund schrumpfender Kapazitäten, der Neubau und Ausbau von 52 Deponien geplant (Kurth 2008). Die Anzahl der verbleibenden Deponien für kommunale Abfälle darf nach 2014 rd. 200 nicht überschreiten (KPGO 2006). 2006 betrugen die Deponiegebühren für Haushaltsabfälle rd. 23 €/Mg. Seit 2007 stiegen die Deponiegebühren drastisch wegen der Erhöhung der Deponiesteuer und

liegen bei 43 bis 53 €/Mg. Es wird eine weitere Steigerung der Deponiesteuer ab 2010 erwartet, um die Entsorgungskosten der Deponierung an die Kosten für die Verbrennung anzugleichen. Wegen mangelnder alternativer Entsorgungseinrichtungen und trotz der drastischen Erhöhung der Deponiegebühren durch die Einführung der Deponiesteuer zum 01.01.2007 (s. Kapitel 1.1.) werden die Abfälle ohne Vorbehandlung immerhin zu 95% der Deponierung zugeführt (GUS 2007a). Aufgrund der Anforderungen aus der Deponierichtlinie und der in Kürze auslaufenden Übergangsfristen für Polen sollen die deponierten Abfallmengen bis Ende 2014 drastisch bis auf max. 85% des gegenwärtigen Abfallaufkommens vermindert werden (KPGO 2006). Die Vorgabe aus dem Nationalen Abfallwirtschaftsplan 2010 zur Minderung biologisch abbaubarer Abfallmengen zur Deponierung lautet, dass der Anteil der Biofraktion

• um 25% im Jahr 2010 • um 50% im Jahr 2013 und • um 65% im Jahr 2020

im Vergleich zu den Mengen im Basisjahr 1995 abnehmen muss. Vor dem Hintergrund der Ausgangssituation in Polen, mit einem 95%-igem Anteil an Deponierung fehlenden alternativen Behandlungskapazitäten und wachsenden Abfallmengen, sind diese Reduzierungsvorgaben sehr ehrgeizig.

2.7. Einfluss der Europäischen Union auf die polnische Abfallpolitik Im Oktober 2005 sind die Regelungen der Europäischen Union im polnischen Abfallrecht (mit Übergangsperioden) in Kraft getreten. Die Ziele der Abfallwirtschaft im Hinblick auf kommunale Abfälle werden in der EU-Gesetzgebung sowie in Nationalen bzw. regionalen Abfallwirtschaftsplänen definiert, wobei zwischen quantitativen (mit Zielwertangaben – s. Tabelle 2.7) und qualitativen (s. Tabelle 2.8) für die Zwecke dieser Arbeit unterschieden wird.

Tabelle 2.7: Quantitative Ziele der Abfallwirtschaft im Hinblick auf Haushaltsabfälle aus der Deponierichtlinie und dem Nationalen Abfallwirtschaftsplan 2010 für Polen

NR. QUANTITATIVE ZIELE ZIELWERT BIS ENDE FORMULIERT IN

75% 2010

50% 2013 1.

Reduzierung der zu deponierenden Mengen biologisch abbaubarer Abfälle auf (Gewichts)Prozent der Gesamtmenge aus kommunalen Abfällen (im Vergleich zu 4,4 Mio. Mg im Basisjahr 1995)

35% 2020

Deponierichtlinie

Verringerung der deponierbaren Abfallmengen aus dem Abfallaufkommen auf (Gewichts) Prozent

85% 2014

35% 2010

58% 2013 3. biologische bzw. energetische Verwertung als (Gewichts)Prozente biologisch abbaubarer Abfälle

68% 2018

4. Anschlussgrad an die organisierte Entsorgung 100% 2010

5. stoffliche Verwertungsquoten für AG und AP 60% 2014

Nationaler Abfallwirtschafts-

plan 2010

Quelle: Eigene Darstellung nach (3), (4), KPGO (2006) Tabelle 2.8: Qualitative Ziele der Abfallwirtschaft im Hinblick auf Haushaltsabfälle in Polen aus dem Nationalen Abfallwirtschaftsplan 2010 für Polen und Regionalen Abfallwirtschaftsplan für Pomorskie Woiwodschaft 2010

NR. QUALITATIVE ZIELE FORMULIERT IN

1. Schließung der Deponien, die den EU-Anforderungen nicht entsprechen (bis 2013)

2. Schaffung von Absatzmärkten für Wertstoffe

Nationaler Abfallwirtschafts-

plan 2010

3. Bau einer regionaler Müllverbrennungsanlage

4. Organisation von Systemen für die getrennte Erfassung von Wertstoffen

5. Durchführung ökologischer Aufklärungsaktivitäten 6. Beseitigung illegaler / wilder Ablagerungen der Abfälle 7. Aufbau einer Abfalldatenbank

8. Steigerung der Verwertung von Abfällen, vornehmlich der energetischen

Regionaler Abfallwirtschafts-

plan 2010

Quelle: Eigene Darstellung nach KPGO (2006), WPZOWP (2006)

Nach Angaben der Abteilung für Umweltpolitik beim Umweltministerium der Republik Polen auf der Konferenz POLEKO 2009 in Posen (Kłopotek 2009, mdl. Mitt.) wurde deutlich gesagt, dass in lediglich zwei von 16 Woiwodschaften die

Reduzierungsvorgaben der zu deponierenden Menge an biologisch abbaubaren kommunalen Abfällen bis Ende 2010 realistisch erfüllt werden können.

Mit 16.07.2010 ist der Berichtabgabetermin an die Europäische Kommission der die Gründe für die Nicht-Erfüllung der Verpflichtungen nennen wird festgesetzt. Das polnische- Umweltministerium geht davon aus, dass die Europäische Kommission entweder nach diesem Datum das formale Vorgehen beginnt oder bis 2013 (Reduktion um 50%; vgl. Ziel 1 aus der Tabelle 5.16) abwartet (Kłopotek 2009, mdl. Mitt.).

Einerseits wird Polen kein Präzedenzfall (vgl. dazu Beispiele Griechenland und Großbritannien8) und somit auch nicht das einzige „schwarze Schaf“ unter zehn neuen Beitrittsländern sein. Andererseits gab es bisher in der alten EU-15 keine derart massiven Probleme mit der Erfüllung von Beitrittsverpflichtungen. Es wird erhofft, dass aufgrund der Wirtschaftskrise und der einzigartigen Situation in der EU die Stellungnahme der Europäischen Kommission gemildert wird und die Sanktionen bis 2013 verlegt werden. Sollte dies nicht der Fall sein, rechnet Polen mit strengen Sanktionen, d.h. als Konsequenz mit drastischer Erhöhung der Entsorgungsgebühren für die Bürger.

Nach dem Art. 79a AfG (19) wird die Höhe der Geldbußen für Kommunen von bis 100 Tsd. €, je nach dem Grad der Nichtbeachtung von Verpflichtungen aus der EU- und nationalen Gesetzgebung, geahndet. Sollten die EU-Anforderungen nicht erfüllt werden, werden nach den Angaben der Website für kommunale Verwaltung (http://samorzad.infor.pl) auf den Staat Polen täglich Bußgelder in Höhe von mehreren 10.000 € pro Tag pauschal auferlegt. Nach dem polnischen Abfallgesetz (AfG) Art. 79a 1 liegen die Strafgebühren für Kommunen oder Unternehmen zwischen 20 – 400 Tsd. PLN (je nach

8 Eine in der Dep-RL vorgeschriebene Staffelung zur Verringerung der Deponierung von biologisch abbaubaren Siedlungsabfällen für EU-15 wurde zur Zielerreichung eingeführt: um 25% bis zum Jahr 2006, um 50% bis zum Jahr 2009 und um 65% bis zum Jahr 2016. In der Tat dürften alle Mitgliedsstaaten (die 1995 mehr als 80 % der ges. biol. abbaubaren Siedlungsabfälle deponiert haben) nun die Erfüllung der Verringerungsziele um vier Jahre aufschieben. Zwei EU-15-Länder: Griechenland und Großbritannien wollten davon Gebrauch machen. Außerdem besteht ein Nachholbedarf für Deponien für Inertabfälle / ungefährliche Abfälle in allen Mitgliedstaaten (Dierkes / Bruch 2008a).

Schweregrad des Verstoßes) für die Nicht-Erfüllung der Pflicht zur Begrenzung der zu deponierenden Mengen biologisch abbaubarer Abfälle. Darüber hinaus besteht das Risiko, dass in der nächsten Finanzierungsphase 2014-2020 keine bzw. reduzierte Finanzmittel aus den EU-Fonds für Umweltinvestitionen für Polen zugeteilt werden.

Um dieses Szenario jedoch nicht eintreten zu lassen, werden in Polen die Entsorgungsanlagen-Entwicklungsprojekte gefördert.

Als Beispiele der politischen Unterstützung können hier eine rasche Einsetzung von PPP-Gesetz und Konzessionsgesetz (s. Kapitel 2.1.3.2 mit den Organisationsformen, Kapitel 2.1.4.2 mit Organisation der Finanzierung von Infrastruktur) sowie die Einführung der Marshallgebühr (Deponiesteuer; s. Kapitel 2.3.4.) genannt werden. Die Kommunen sind veranlasst, die Projektanträge aus der indikativen Liste zur EU-Mitfinanzierung (s. Kapitel 2.1.4.1 mit ökonomischen Regelungsinstrumenten) bis zum 30.06.2010 vorzubereiten (d.h.; es müssen eine erlangte rechtskräftige Umweltgenehmigung, die Bewertung der durchgeführten Prozedur der sozialen Akzeptanz und Schlussfolgerungen aus der Machbarkeitsstudie, insbesondere finazielle Aspekte, in der Antragsdokumentation vorliegen). Nach den Aussagen des Staatssekretärs vom Umweltministerium auf der genannten Poleko-Konferenz (Gawłowski 2009, mdl. Mitt.) werden die Projekte, die bis dahin die verlangte Dokumentation nicht schaffen, aus dieser Liste endgültig entfernt, was bedeutet, dass für diese Kommunen auf die finanzielle Unterstützung verzichtet wird.

Der wichtigste Kritikpunkt bleibt trotzdem die bisher nicht umgesetze Änderung des Kommunalgesetzes mit all dessen Konsequenzen (z.B. keine Abfallüberlassungspflicht an die Kommune; s. dazu Kapitel 2.2. mit Verantwortlichkeiten und eine außenordentliche Liberalisierung des Entsorgungsmarktes; s. nachstehendes Kapitel 2.8. mit Folgen der organisatorisch-rechtlichen Situation in polnischen Kommunen). 2.8. Folgen der organisatorisch-rechtlichen Situation in polnischen

Kommunen Die dargestellte Rechtslage und Rahmenbedingungen machen deutlich, dass die kommunale Abfallwirtschaft in Polen sehr liberal (mit nur finanziellem Nutzen für die Bürger und einem Schaden für die Umwelt und Solidargemeinschaft) und sehr chaotisch organisiert ist. Diese umfassende Liberalisierung des Abfallmarktes führt in Polen allerdings zu massiven Schwierigkeiten bei der geordneten Abfallentsorgung (Pajak 2007, 2009).

Die von der Kommune definierten und gemäß KmG (17) geltenden Höchstentsorgungsgebühren bestimmen das Funktionieren von allen Entsorgungsakteuren. Die Erarbeitung von Höchstentsorgungsgebühren von der Kommune ist für die Bürger nicht nachvollziehbar und nicht transparent.

Werden die Höchstentsorgungsgebühren zu teuer kalkuliert, werden die Einwohner die legalen Entsorgungswege vermeiden (Problem der Entsorgungsverträge, informelle Entsorgungspraktiken etc.). Ist die Preiskalkulation zu niedrig, kann dies die gesamte Entsorgungskette bei der ordentlichen Abfallbeseitigung negativ beeinflusen (billigere Deponien, illegale Müllkippen, Existenzbedrohung für Entsorger mit entwickelter Infrastruktur etc.).

Die vorhandenen Sanktionsmöglichkeiten in Form der Mahngebühren sind aber nicht ausreichend, wenn Kommunen ihren Pflichten nicht nachkommen (Schäfer 2009). Das KmG gewährt den Kommunen als Organisatoren kommunaler Abfallwirtschaft keine großen Freiheiten zur Einführung eines eigenen Systems zur Bewirtschaftung kommunaler Abfälle (Schäfer 2009).

Im Unterschied zu den meisten europäischen Ländern besteht nach dem polnischen AfG keine Überlassungspflicht für Abfälle gegenüber den Kommunen, sondern gegenüber den Sammelunternehmen (Żygadło 2001). Die Bürger können von der Kommune genehmigte Entsorgungsunternehmen ihrer Wahl mit der Abfallentsorgung beauftragen (Pajak 2009b). Die geplante Novellierung des KmG wird in dem derzeitigen Projekt diese Probleme nicht lösen. Die Gründe hierfür sind die weitere Begrenzung der Rolle von Kommunen durch die Abschaffung von den kommunalen Abfallwirtschaftsplänen anstelle der regionalen bei der Erhaltung des Status quo in kommunaler Abfallwirtschaft (Maksymowicz 2009). Die hervorgehobenen Argumente der Novellierungsgegner (hier Sammler) sind die steigende Bürokratie und Korruption, Verschlechterung der Entsorgungsqualität sowie Preisanstieg als Folgen der „Rekommunalisierung“ (Schäfer 2008).

Die Erfüllung der quantitativen und qualitativen Ziele der Abfallwirtschaft hinsichtlich kommunaler Abfälle muss zu den angegeben Fristen erfolgen, ist aber höchst fraglich (Maksymowicz 2009). Einige dazu beitragende Faktoren sind beispielsweise steigende Abfallmengen, unzureichende / ungenutzte Entsorgungskapazitäten und gefährdete Entsorgungssicherheit. Im Zuge dieser Gegebenheiten müssen in der polnischen Entsorgungspraxis wesentliche rechtlich-organisatorische Systemumstellungen erfolgen.

2.9. Spezifische Entsorgungssituation im Zweckverband Dolina Redy i Chylonki

2.9.1. Systemgrenze des Entsorgungsgebietes Für das untersuchte Entsorgungssystem von Haushaltsabfällen wird die Systemgrenze in einem räumlichen und zeitlichen Untersuchungsrahmen definiert. Die Systemgrenze ist von der zum Einsatz gelangenden Bewertungsmethode abhängig (s. Kapitel 4.4.5). Die räumliche Systemgrenze wird als physische Grenze eines Entsorgungsgebietes (administrative Grenze einer Kommune oder eines Zweckverbandes) verstanden. Die in einem Entsorgungsgebiet entstehenden Abfälle werden in der Regel in diesem Einzugsgebiet entsorgt. Wird ein Untersuchungsrahmen unter zeitlichen Gesichtspunkten erfasst, müssen alle Haushaltsabfallmengen eines Einzugsgebietes von ihrer Entstehung bis zur vollständigen Beseitigung bzw. Verwertung der Abfälle innerhalb einer bestimmten Zeit berücksichtigt werden. Die zeitliche Systemgrenze wird auf ein Jahr festgelegt. In der vorliegenden Arbeit werden für die Berechnungen Referenzwerte aus dem Jahr 2006 berücksichtigt.

In der Abbildung 2.4 wird das betrachtete Entsorgungsgebiet - der Zweckverband „Dolina Redy i Chylonki“, weiter Zweckverband „Dolina“ (ZV Dolina) genannt, in Pomorskie Woiwodschaft - mit seiner räumlichen Systemgrenze dargestellt.

Die in den sieben Kommunen des ZV Dolina (Städte: Gdynia, Sopot, Wejherowo, Rumia und Reda und Landkreise: Wejherowo und Kosakowo) entstehenden und erfassten Haushaltsabfälle werden zu den Abfallbehandlungsanlagen (Sortier-, Kompostier- und Deponieanlage) in Gdynia gebracht (auf der Abbildung 2.4 mit schwarzen Pfeilen gezeichnet) und dort behandelt.

Eine mechanisch-biologische Abfallbehandlungsanlage befindet sich zurzeit in der Bauphase. Eine geplante Müllverbrennungsanlage für den betrachteten Zweckverband und die Stadt Danzig soll bis 2015 in Danzig gebaut werden.

Gdansk

Kosakowo

Gdynia

Wejherowo m.

Wejherowo

DeponieanlageKompostieranlage

Mechanisch-Biologische AbfallbehandlungsanlageMüllverbrennungsanlage

Sortieranlage

LegendeAbfallbehandlungsanlagen im Entsorgungssystem

Systemgrenze

Gemeinden im EntsorgungssystemStädte im Entsorgungssystem

berücksichtigte Entsorgungswegenicht berücksichtigte Entsorgungswege

Pomorskie Woiwodschaft

Gdansk

Kosakowo

Gdynia

Wejherowo m.

Wejherowo

DeponieanlageKompostieranlage

Mechanisch-Biologische AbfallbehandlungsanlageMüllverbrennungsanlage

Sortieranlage

LegendeAbfallbehandlungsanlagen im Entsorgungssystem

Systemgrenze

Gemeinden im EntsorgungssystemStädte im Entsorgungssystem

berücksichtigte Entsorgungswegenicht berücksichtigte Entsorgungswege

Pomorskie Woiwodschaft

Abbildung 2.4 ZV Dolina mit Systemgrenze

Quelle: Eigene Darstellung

2.9.2. Abfallmengen und – zusammensetzung 2006 fielen in Pomorskie Woiwodschaft 591 Tsd. Mg gemischte Haushaltsabfälle und über 28 Tsd. Mg gesammelte Wertstoffe an. Dies entspricht 6,24% bzw. 7,02% des polnischen Gesamtaufkommens. In Pomorskie Woiwodschaft lebten 2006 rd. 2,2 Mio. Menschen; das sind 6% der Bevölkerung Polens (vgl. Tabelle 2.9). Im ZV Dolina betrug 2006 das Aufkommen an gemischten Haushaltsabfällen (ohne Sperrmüll und getrennt gesammelte Wertstoffe) 126 Tsd. Mg (das sind 21% aller in Pomorskie Woiwodschaft gesammelten gemischten Haushaltsabfälle), was einem Pro-Kopf-Aufkommen von 294 kg / E pro Jahr entspricht. Aus offener Wohnbebauung (Ein- und Mehrfamilienhäusern) wurden insgesamt 42 Tsd. Mg und aus Wohnblöcken 83,6 Tsd. Mg Haushaltsabfälle gesammelt. Getrennt gesammelt wurden über 5 Tsd. Mg an Wertstoffen, das sind lediglich 11 kg/E pro Jahr (entsprechend 16% in Pomorskie Woiwodschaft). Im Verhältnis zur Gesamtwoiwodschaft lebten im Einzugsgebiet 428 Tsd. Einwohner, etwa 19% von Pomorskie (s. Tabelle 2.9).

Tabelle 2.9: Spezifische Abfallmengen (in Tsd. Mg/a und in kg/E pro Jahr) und Einwohnerzahl (in Tsd.) in Polen, Pomorskie Woiwodschaft und ZV Dolina – Ist-Zustand und Prognose bis 2018

ABFALLSPEZIFISCHE DATEN 2006 2010 2014 2018

gemischte HH-Abfälle (Tsd. Mg/a) 591 518 504 490

getrennt gesammelte HH-Abfälle (Tsd. Mg/a) 28 65 101 139

HH-Abfälle gesamt (Tsd. Mg/a) 619 583 605 629

gemischte HH-Abfälle (kg/E pro Jahr) 268 232 223 215

getrennt gesammelte HH-Abfälle (kg/E pro Jahr) 12 29 45 61

HH-Abfälle gesamt (kg/E pro Jahr) 280 261 268 277

Einwohnerzahl (Mio.) 2,204 2,231 2,257 2,278

gemischte HH-Abfälle (Tsd. Mg/a) 121 129 126 123

getrennt gesammelte HH-Abfälle (Tsd. Mg/a) 5 16 25 35

HH-Abfälle gesamt (Tsd. Mg/a) 126 145 151 158

gemischte HH-Abfälle (kg/E pro Jahr) 283 301 290 279

getrennt gesammelte HH-Abfälle (kg/E/a) 11 38 58 79

HH-Abfälle gesamt (kg/E pro Jahr) 294 339 348 359

Einwohnerzahl (Tsd.) 428 430 435 439 Quelle: Eigene Darstellung nach GUS (2007a), KPGO (2006), WPZOWP (2006) gerundet. Angaben für den ZV Dolina basierend auf WPZOWP (2006) und GUS (2007a) berechnet und gerundet

Basierend auf der Prognose des Regionalen Abfallwirtschaftsplanes für die Pomorskie Woiwodschaft stellt die Tabelle 2.9 für den Zeitraum von 2010 bis 2018 die Abfallmengenentwicklung für den ZV dar (WPZOWP 2006). Es lässt sich eine einwohnerspezifische 22%-ige Abfallmengenzunahme von 294 auf 359 kg/E pro Jahr und ein 25%-iger Zuwachs der gesamten Haushaltsabfallmengen (mit Wertstoffen) verzeichnen. Gleichzeitig wird in der Prognose eine siebenfache Zunahme getrennt gesammelter Abfallmengen (von 4% in 2006 auf 22% in 2018) erwartet. Die relativ große Zunahme der Abfallmengen korreliert nicht mit dem geringen Bevölkerungszuwachs (im genannten Zeitraum sind es lediglich 2,6%). Durch die erwartete Steigerung der Wirtschaftskraft in der Region wird auch der Abfallmengenzuwachs beeinflusst. Nach Angaben des Instituts für Marktwirtschaft aus dem Jahr 2006 (Instytut Badań nad Gospodarką Rynkową) lag die Pomorskie Woiwodschaft hinsichtlich der Investitionsattraktivität unter den 16 Woiwodschaften Polens an sechster Stelle und hinsichtlich der Kapazität des Absatzmarktes sogar an dritter Stelle (Kalinowski et al. 2006). Die Abbildung 2.5 bietet einen Überblick über die durchschnittliche Zusammensetzung von Haushaltsabfällen (ohne Sperrmüll und haushaltsähnliche Abfälle) im beschriebenen Zweckverband.

Bioabfall macht mit etwa 25% den größten Anteil an Haushaltsabfällen aus. Weitere Hauptbestandteile der Haushaltsabfälle sind: Papier und Karton mit 22%, Kunstoffe mit 15%, Feinfraktion mit 10%, Glas mit 9% sowie Verbundstoffe mit 8% (vgl. Abbildung 2.5).

Glas9%

Metalle5%

Textilien2%

Feinfraktion10%

Grünabfälle2%

Bioabfälle25%

Papier und Karton22%Verbundmaterialien

Kunststoffe15%

gefährliche Abfälle1%

Holz2%

Grünabfälle Bioabfälle Papier und Karton VerbundmaterialienKunststoffe Glas Metalle TextilienHolz gefährliche Abfälle Feinfraktion

Abbildung 2.5: Zusammensetzung von Haushaltsabfällen im ZV Dolina Quelle: Eigene Darstellung der Abfallzusammensetzung nach Untersuchungen aus 2005 für Pomorskie Woiwodschaft (WPZOWP 2006)

Diese Daten stammen aus dem Plan zur Abfallbewirtschaftung für die Pomorskie Woiwodschaft für 2010 (WPZOWP 2006) und werden für weitere Berechnungen des ZV Dolina herangezogen. In den kommenden Jahren ist mit einer Veränderung der Zusammensetzung der Abfälle zu rechnen (KZG 2005, WPZOWP 2006).

Dies ist auf die Tatsache zurückzuführen, dass aufgrund veränderter Konsumgewohnheiten eine Abnahme des Bioabfalls zugunsten einer Erhöhung von Kunststoffen und Verbundmaterialien zu erwarten ist (KZG 2005). Aufgrund jedoch steigender, getrennt gesammelter Abfallmengen, ist die Veränderung der Zusammensetzung kaum erkennbar. Beispielsweise bleibt der Anteil am Bioabfall konstant, weil diese Fraktion über eine getrennte Sammlung aussortiert wird. Papier, Glas und Metalle nehmen anteilig aufgrund erhöhter Getrenntsammlung ab. Der Kunststoffanteilanteil steigt leicht um 1% bis zum Jahr 2018 wegen der Konsumsteigerung von Kunststoffanwendungen.

Daten für die Prognose der „getrennt gesammelten Wertstoffe“ liegen nicht vor und werden daher nur als Annahme angegeben (s. Tabelle 2.10). Tabelle 2.10: Prognose der Abfallzusammensetzung gemischter Haushaltsabfälle für den ZV Dolina im Zeitraum 2010-2018, Angaben in %

ABFALLFRAKTIONEN 2010 2014 2018 Bioabfall 23 23 23

Grünabfälle 2 2 2

Papier und Karton 17 16 14

Verbundmaterialien 8 8 7

Kunststoffe 11 11 12

Glas 6 5 3

Metalle 5 4 4

Textilien 1 1 1

Holz 2 2 1

gefährliche Abfälle 1 1 1

Feinfraktion 13 12 10

getrennt gesammelte Wertstoffe 11 17 22 Getrennt gesammelte Wertstoffe beinhalten v.a. Bioabfall, Papier und Karton, Glas und Metalle. Es liegen keine Daten hinsichtlich des Anteils an einzelnen Wertstoffen für betrachteten Zeitraum vor.

Quelle: Eigene Zusammenstellung nach WPZOWP (2006)

2.9.3. Soziodemographische Beschreibung des Entsorgungsgebietes Der ZV befindet sich 15 km westlich von Gdańsk an der Ostsee. Die Städte Gdańsk (Hauptstadt der Pomorskie Woiwodschaft), Sopot, Gdynia und andere Städte in der nahen Umgebung bilden den sogenannten Ballungsraum Dreistadt mit über einer Million Einwohnern. Für die Entsorgung des o.g. Bereiches ist der ZV, bestehend aus sieben Kommunen mit insgesamt 427,5 Tsd. Einwohnern, 887 Einwohnern pro km2 und 482 km2 Gesamtfläche gegründet worden (s. Tabelle 2.11). Die Nettozuwanderungsrate für das gesamte Einzugsgebiet betrug im Jahr 2006 rd. 944 Einwohner. Weitere Daten für die einzelnen Kommunen sind der Tabelle 2.12 zu entnehmen.

Tabelle 2.11: Angaben zu Fläche (in km²), Einwohnerzahl (in Tsd.) und Bevölkerungsdichte (E/km²) in den Kommunen des ZV Dolina

Stadt/Landkreis Fläche (km²)

Einwohner-zahl (Tsd.)

% v.h.

±Δ% Vorjahr=100

Bevölkerungsdichte (E/km²)

Gdynia 136 251,8 58,9 -0,4 1852 Sopot 17 39,6 9,3 -1,1 2331 Wejherowo 26 45,5 10,6 1,2 1751 Rumia 30 44,6 10,4 0,2 1485 Reda 29 18,6 4,4 1,4 642 Wejherowo 194 19,1 4,5 3,9 98 Kosakowo 50 8,3 1,9 5,3 166

Insgesamt 482 427,5 100,0 Durchschnitt 1,5

Durchschnitt 887

Quelle: Eigene Darstellung nach Angaben für 2006 (GUS 2006).

Die Stadt Gdynia ist mit ihrem naheliegenden Hafen und verbundener Industrie ein wichtiger Standort für Seehandel und touristische Entwicklung in der Woiwodschaft. In der Stadt sind der Einzelhandel und Dienstleistungen gut entwickelt (insg. 3.247 Einzelhändler, 108 Apotheken, 8 feste und 84 saisonale Märkte). Mit fast 252 Tsd. Einwohner (60% des Entsorgungsgebietes) und 1852 Personen pro km² und 136 km² ist die Stadt Gdynia ein Zentrum in dem Entsorgungsgebiet (s. Tabelle 2.11). Die Stadt Sopot liegt zwischen Gdańsk und Gdynia und ist eine Universitäts- und Touristenstadt im Ballungsgebiet der Dreistadt. Obwohl die Stadt die kleinste Fläche im Entsorgungsgebiet hat (nur 17 km²), ist die Bevölkerungsdichte hier mit 2331 Personen/km² am höchsten (s. Tabelle 2.11). Die drei Städte Wejherowo, Rumia und Reda und die dazugehörenden Landkreise Wejherowo und Kosakowo befinden sich westlich von Gdynia und ergänzen den Ballungsraum der Dreistadt mit ihrer Arbeitskraft und Dienstleistungen.

Die drei Städte sind bezüglich ihrer Flächen und Bevölkerungsdichten mit etwa 28 km² Fläche und rd. 40 Tsd. Einwohner vergleichbar. Eine Ausnahme bildet die Stadt Reda, in der > 18 Tsd. Einwohner leben. In den beiden Landkreisen, die 50% der Gesamtfläche des Entsorgungsgebietes ausmachen, leben lediglich 6,4% der Einwohner des Einzugsgebietes. Somit sind diese Landkreise am wenigsten besiedelt (s. Tabelle 2.11).

Von 2003-2006 war nur ein geringer Bevölkerungszuwachs in dem Entsorgungsgebiet zu verzeichnen. In den ländlichen Gebieten stieg die Einwohnerzahl durchschnittlich um 3,4%, wobei sie in den Städten stagnierte (s. Anhang 12-6 Das polnische Statistische Hauptamt für die Pomorskie Woiwodschaft geht nach seiner Prognose von einer 2%-igen Steigerung der Einwohnerzahl in den

Jahren 2008-2035 aus (GUS 2009). Somit wird in dieser Entsorgungsregion auch keine drastische Bevölkerungsentwicklung in den nächsten Jahren erwartet. Tabelle 2.12: Angaben Angaben zu Einwohner-, Haushalts-, Häuser- und Wohnblockzahl in den Kommunen des ZV nach Aufteilung in Stadteile (nur Gdynia), Städte und Landkreise

Angaben Einheit I II III IV V VI VII VIII IX X

Anzahl Einwohner Tsd. E 46,5 80,0 72,0 53,3 39,6 44,6 18,6 45,5 19,1 8,3

Anzahl Einwohner/ Haushalt

E/HH 3,15 2,58 2,90 3,41 2,16 2,96 3,49 3,67 4,44 5,87

Anzahl Haushalte Tsd. St. 14,8 31,0 24,8 15,6 18,3 15,0 5,3 12,4 4,3 1,4

Anzahl Einwohner/ Haus (OW)

E/H 8,77 2,30 2,43 3,06 1,30 5,21 4,90 3,53 7,65 5,87

Anzahl Einwohner / Häuser (OW)

Tsd. E 32,7 11,0 6,4 7,9 3,0 27,9 9,6 17,3 18,8 8,3

Anzahl Häuser (OW)

Tsd. St. 3,7 4,8 2,6 2,6 2,3 5,4 2,0 4,9 2,5 1,4

Anzahl Einwohner / Wohnblöcke

Tsd. E 13,9 69,0 65,7 45,5 36,6 16,7 9,0 28,2 0,2 0

Anzahl Wohnungen / Wohnblöcke

Tsd. St. 11,0 26,2 22,2 13,1 16,0 9,7 3,4 7,5 0 0

Anzahl Wohnungen / Häuser (OW)

Tsd. St. 3,7 4,8 2,6 2,6 2,3 5,4 2,0 4,9 4,3 1,4

I - Gdynia I II - Gdynia II III - Gdynia III IV - Gdynia IV V – Sopot

VI - Rumia VII - Reda VIII - Wejherowo (Stadt) IX - Wejherowo (LK) X - Kosakowo

E – Einwohner, St. – Stück, HH – Haushalt, H – Haus, OW – offene Wohnbebauung Angaben basieren auf dem Referenzjahr 2006, vereinzelt für 2002 angepasst für 2006 Quelle: Eigene Darstellung nach KZG (2006), GUS (2006). Weitere Details im Anhang 12-1 und Anhang 12-5

Hinzu kommt, dass sich die Zu- und Abwanderungsraten im Zeitraum 2003-2006 sehr stabil gestalteten (s. Anhang 12-7).

Es wurden jährlich durchschnittlich 1321 mehr Zuwanderer als Auswanderer registriert, wobei in den Jahren 2005 und 2006 ein leichter Rückgang beobachtet wurde (1196 und 944 Personen im Jahr). Immer mehr Einwohner ziehen in

kleinere Städte (z.B. Rumia und Wejherowo), während die größeren Städte (Gdynia, Sopot) an Einwohnerzahlen verlieren. Sollte sich in der Zukunft die Einwohnerzahl verkleinern, führt das zur Verlängerung der Entfernungen zwischen dem Sammlungsgebiet und einer Abfallbehandlungsanlage. Dies könnte aufgrund einer sinkenden Transportauslastung z.B. den Bau einer Umschlagstation notwendig machen.

Gdynia wird aufgrund der Stadtgröße in vier Stadtteile aufgeteilt. In Gdynia gab es 2006 insgesamt 86,2 Tsd. Haushalte, das sind 60,3% aller Haushalte im Entsorgungsgebiet. Sopot bestand aus 18,3 Tsd. und Rumia aus 15 Tsd. Haushalten. Das sind jeweils 12,8% und 10,5% aller Haushalte im Entsorgungsgebiet. Die drei Städte verfügen insgesamt über etwa 84% der Haushalte und 68% der Einwohner im gesamten Entsorgungsgebiet, was sich in der durchschnittlichen Anzahl der Einwohner pro Haushalt (Gdynia, Sopot und Rumia mit 2,86 Personen pro Haushalt; sonstige Städte und Landkreise mit 4,37 Personen pro Haushalt) widerspiegelt. In den Städten Gdynia und Sopot besteht der durchschnittliche Haushalt aus zwei bis drei Personen. In kleineren Städten wie Rumia und in den Gemeinden liegt dieser bei deutlich über drei Personen pro Haushalt (Reda, Wejherowo) und sogar bei fünf bis sieben Personen in den Landkreisen Rumia und Wejherowo (s. Tabelle 2.12). Somit ist in Gdynia und Sopot aufgrund der Wohnbebauungsstruktur (die meisten Einwohner leben in Wohnblöcken) die Durchschnittgröße eines Haushalts am kleinsten im Vergleich zu kleineren Städten (mit überwiegend offener Wohnbebauung) im Zweckverband. 2006 betrug die Anzahl der Haushalte im betrachteten Entsorgungsbereich 143 Tsd., davon 34 Tsd. in offener Wohnbebauung und 109 Tsd. in Wohnblöcken. Die Einwohnerzahl nach Haushaltstyp betrug in offener Wohnbebauung 4,21 Personen und pro Haushalt, im Wohnblock 2,61 Personen. Es lässt sich mithilfe der Personenanzahl im Haushalt und der Bebauungsstruktur auf eine theoretische Abfallmenge pro Haushalt schließen (je größer die Einwohnerzahl und die Haushaltsgröße -vgl. Tabelle 2.12- desto größer ist das erwartete Abfallaufkommen). Beispielsweise ist damit in der Stadt Wejherowo mit 1751 E/km2 und 3,67 Einwohnern pro Haushalt mit relativ größeren Abfallmengen im Vergleich zu anderen Kommunen zu rechnen. Detailliertere Angaben zu einzelnen Kommunen und über deren Stadtteile, Anzahl der Gebäude und Haushalte (in Wohnblöcken und offener Wohnbebauung) sind den Anhang 12-1 und den Anhang 12-5 zu entnehmen.

2.9.4. Entsorgungsstruktur

2.9.4.1. Sammelunternehmen In dem untersuchten Entsorgungsgebiet sind zahlreiche Sammelunternehmen aktiv (selbst in Gdynia waren > 60 Sammler und in Rumia etwa 20 im Jahr 2006 genehmigt). Rund 82% der Entsorgungsverträge fallen auf private Entsorgungsunternehmen (nach Anzahl der Entsorgungsverträge berechnet). Wie schon in Kapitel 2.2 erläutert, können Haushaltsabfälle sowohl von privaten als auch von öffentlich-rechtlichen Sammlern (ÖrE) erfasst werden.

Im dargestellten ZV Dolina hält das Unternehmen „Sanipor“ etwa 42% der Marktanteile (als angeschlossene Einwohnerzahl im Verhältnis zu allen angeschlossenen Einwohnern berechnet). Zweitgrößter Sammler ist „PUK Rumia“ mit etwa 11% Marktanteilen. An dritter Stelle steht „Metalpol“ mit fast 10% Marktanteilen. Die sonstigen Sammlerunternehmen haben vereinzelt bis zu 7% Marktanteile.

Tabelle 2.13: Zusammenstellung von Angaben über Entsorgungsunternehmen zu Rechtsformen, Mitarbeiterzahl, Marktanteilen und angeschlossenen Kommunen im ZV Dolina

Marktanteil Angeschlossene Kommunen

Sammler RF MZ Einwohner mit

Vertrag (Tsd.)

geschätzter Marktanteil

Gdynia+ Kosakowo

Sopot Wejherowo (St+LK) Rumia Reda

SANIPOR P 170 180 42 √ √ √ √ √ ZOM Sopot Ö 65 30 7 √ PUK Rumia Ö 80 47,4 11 √ √ √ √ METALPOL P 26 42 10 √ √ √ AGORA P 15 10,5 2 √ √ √ PUK Wejherowo Ö 100 0,2 0 √ √

BRACIA STRACH P 240 16,8 4

√ √

PRSP P 200 7,6 2 √ √ Sonstige P k.A. 93 22 √ √ √ √ √ P - privatrechtlich Ö - öffentlich-rechtlich

RF – Rechtform, MZ – Mitarbeiterzahl Quelle: Eigene Darstellung nach Angaben teilweise für 2004 und 2005 aus Interviews und Websites der Sammler

Privatrechtliche Sammler beschäftigen 651 Mitarbeiter, während die übrigen öffentlich-rechtlichen Sammler lediglich 245 Mitarbeiter beschäftigen, was insgesamt 38% des Gesamtpersonals der Sammelunternehmen ausmacht.

Sanipor ist in allen angeschlossenen Kommunen im Entsorgungsgebiet tätig und bedient rund 180 Tsd. Einwohner (s. Tabelle 2.13).

PUK Rumia und Metalpol (außer Sopot) sind in allen Kommunen präsent. Die Anzahl der Einwohner mit einem Entsorgungsvertrag für beide Unternehmen beträgt fast 100 Tsd.

An dritter Stelle mit 30 Tsd. Kunden befindet sich ZOM Sopot. Das Unternehmen ist nur in der Stadt Sopot tätig (s. Tabelle 2.13).

Rund 22% des Marktes gehören kleinen unbekannten Sammlern (Ein-Sammelfahrzeug-Unternehmen).

Die heutige Marktmacht und Bedeutung von Sanipor (1928 als Eigenbetrieb gegründet und seit dem Verkauf in 1990 als Privatunternehmen vor allem in Gdynia und Sopot tätig) und PUK Rumia (als öffentlicher Sammler vor allem in kleineren Städten – Rumia, Reda) ergibt sich aus langjähriger Marktpräsenz und Betriebserfahrung (vgl. Tabelle 2.13).

2.9.4.2. Abfallbehandlungsanlagen Im betrachteten ZV Dolina sind folgende öffentlich betriebene Abfallbehandlungsanlagen für kommunale Abfälle am Standort Gdynia (am Ekodolina Deponiegelände) vorhanden (vgl. Tabelle 2.14):

• eine Sortieranlage (max. Kapazität 50 Tsd. Mg/a) • eine Kompostieranlage (Kapazität 6 Tsd. Mg/a) und • eine Deponieanlage (Kapazität 120 Tsd. Mg/a)

Weitere Angaben hinsichtlich der Produkte aus Entsorgungsprozessen sowie geplanten Investitionen in einzelnen Anlagen sind in der Tabelle 2.14 zusammenfassend dargestellt.

Infolge der Modernisierung und des Neubaus der Anlagen (mitfinanziert vom Kohäsionsfonds, früher ISPA) am Ekodolina Deponiegelände im Zeitraum 1998-2005 wurde die alte Deponie (ungesicherte Abkippstelle) geschlossen. Die bestehenden Anlagen werden ausgebaut, um die steigenden Abfallmengen aus dem Entsorgungsgebiet entsorgen zu können (s. Tabelle 2.14). In der nächsten Phase sollen Investitionen in den bestehenden Anlagen (z.B. Steigerung der Kapazität der Sortieranlage um 50 Tsd. Mg/a, vgl. dazu Tabelle 2.14) durchgeführt sowie neue Anlagen gebaut werden (z.B. eine MBA mit einer Kapazität von 60 Tsd. Mg/a und eine MVA mit einer Kapazität von 250 Tsd. Mg/a für den Ballungsraum Dreistadt - vgl. dazu Tabelle 2.15).

Tabelle 2.14: Zusammenstellung von bestehenden Abfallbehandlungsanlagen mit ausgewählten technischen Daten und geplanten Investitionen für kommunale Abfälle im ZV Dolina

1. DEPONIEANLAGE ANLAGE Kapazität 120 Tsd. Mg/a Gesamtkapazität 1,2 Mio. m3

Deponiefläche 8,06 ha Abdichtung – Kunststoffmembran PE-HD 2 mm + mineralisch 0,5 m (k > 1 x 10-4 m/s) Deponiegaserfassung Sickerwässererfassung Inbetriebnahme 2002 DEPONIEGASERFASSUNG 33 (aus Deponiegelände in Betrieb) + 75 (aus geschlossenem Deponiegelände) vertikale Gasbrunnen über 5 Sammelstationen zur Abfackelungsstation (Methaninhalt in Deponiegas etwa 35% - 48%) ENERGIENUTZUNG Kraft-Wärme-Kopplung (70% Wärme, 30% Elektrizität, davon geschätzter Eigenbedarf 30% Wärme undElektrizität und 70% Verkauf) Elektrizitätsgewinnung 2500 MWh (geschätzt) GEPLANTE INVESTITIONEN 2007-2010 Erweiterung der Deponiefläche um 7ha Verdichtung bestehender Deponiefläche Bau einer Biogas-Verdichterstation 2. SORTIERANLAGE ANLAGE Kapazität 25 Tsd. Mg/a Kapazität bei 2-Schicht-Arbeit bis 50 Tsd. Mg/a Durchsatz 2007 – 51,2 Tsd. Mg/a Inbetriebnahme 2006 WERTSTOFFESEPARIERUNG Aussortierung von Wertstoffen: Karton, Papier, Kunststoffen (PET, HD-PE, PP), Glas, Metalle Verwertung – 10% der Inputfraktion (Abfälle aus getrennt er Sammlung des Entsorgungsgebietes) GEPLANTE INVESTITIONEN 2007-2010 Erweiterung der Kapazität um 50 Tsd. Mg/a 3. KOMPOSTANLAGE ANLAGE Kapazität 4-6 Tsd. Mg/a Mietenfläche 11,5 Tsd. m3

Sickerwassererfassung

PRODUKTE AUS KOMPOSTIERUNG Boden, Holzabfälle, Rollrasen GEPLANTE INVESTITIONEN 2007-2010 Erweiterung der Kapazitäten um 6 Tsd. Mg/a für Grünabfälle + 30 Tsd. für biologisch abbaubare aus gemischten HH-Abfällen aussortiert Kompostierung in geschlossenen Systemen

Quelle: Eigene Darstellung nach Angaben aus der Website des Betreibers von Ekodolina

Die Zusammenstellung von geplanten Abfallbehandlungsanlagen mit Angaben zur Bauphase, zu Kapazitäten und Technologien befindet sich in der Tabelle 2.15. Tabelle 2.15: Zusammenstellung von geplanten Abfallbehandlungsanlagen mit ausgewählten technischen Daten für kommunale Abfälle im ZV Dolina

1. MECHANISCH-BIOLOGISCHE ABFALLBEHANDLUNSANLAGE 2007-2010 erste Bauphase Intensivrotte nach Sortierungsprozessen 30 Tsd. Mg/a Linie zur EBS-Herstellung mit Kapazität 60 Tsd. Mg/a 2011-2013 zweite Bauphase EBS aus der Sortieranlage: heizwertreiche Fraktion aus gemischten HH-Abfällen und Wertstoffen und Sperrmüll (Kalorik der EBS wird von Abnehmerbedarf abhängen) zum Einsatz in einer MVA 2. MÜLLVERBRENNUNGSANLAGE GDAŃSK 2013-2015 Bau+Inbetriebnahme Einzugsgebiet – Ballungsraum von Gdańsk, Gdynia, Sopot Investor Stadtverwaltung Gdańsk + Privatunternehmen (über PPP-Modell möglich) Kapazität 250 Tsd. Mg/a Rostfeuerung oder Wirbelschichtfeuerung, 2 Linien Inputmaterial - gemischte kommunale Abfälle + eventuell EBS

Quelle: Eigene Darstellung nach Angaben aus der Website des Betreibers von Ekodolina, Pajak (2009b) und Eigenrecherche

2.9.4.3. Kalkulation von Höchstentsorgungsgebühren Nach Angaben des Umweltamtes (UA) in Gdynia (Frankowski 2009, mdl. Mitt.), werden hier als Beispiel die Höchstentsorgungsgebühren für die Bürger nach den folgenden Kalkulationsschemata berechnet in der Tabelle 2.16 tabellarisch zusammengestellt. Berechnung von allgemeinen Sammelkosten von gemischten Haushaltsabfällen (ASGH):

• SK - Sammelkosten = Kraftstoffverbrauchskosten (Anzahl km · Kosten/km) + Kosten der Müllfahrzeugfahrer pro Sammelstunde + Amortisationskosten pro Sammelstunde

• AK - allgemeine Kosten (fixe + variable) eines Sammlers = SK · 1,60 (d.h. Verwaltungskosten sind pauschal um 60% höher als Sammelkosten)

• GS - Gewinnmarge eines Sammlers = AK · 1,15 (d.h. es wird pauschal eine 15% Gewinnmarge berücksichtigt)

Dazu werden die BKa – Behälterkosten pro Jahr berechnet: • BKa = Anschaffungskosten eines Abfallbehälters / Amortisation (z.B.

innerhalb von 5 Jahren) • BK pro Leerung = BKa / AnzahlLeerungen / a (z.B. bei 52 Wochen)

Sammlungskosten von gemischten Haushaltsabfällen und Kosten getrennter Sammlung:

• ASGH - allgemeine Sammelkosten von gemischten Haushaltsabfällen = GS (pro Tag) + BK pro Leerung (pro Tag)

• AKGS - allgemeine Kosten getrennter Sammlung = ASGH · 1,05 (d.h. getrennte Sammlung kann pauschal in der Regel um 5% teurer sein)

Kalkulation von der Höchstentsorgungsgebühr für Einwohner:

• für gemischte Haushaltsabfälle: (ASGH + Marshallgebühr9 + Sortierung + Deponiebetrieb + sonstige Kosten) / Mg/Abfall / Einwohnerzahl

• für die getrennte Sammlung: (AKGS + Marshallgebühr + Sortierung + Deponiebetrieb + sonstige Kosten) / Mg/Abfall / Einwohnerzahl

9 Erst ab 2007 zugerechnet

Tabelle 2.16: Kalkulationsschemata der Höchstentsorgungsgebühr für gemischte Haushaltsabfälle und für die getrennte Sammlung für die Einwohner im ZV Dolina

ASGH AKGS

= GSTag + BKL/Tag

- davon: GS = AK · 1,15 - davon: AK = SK · 1,60 - davon: BKL = BKa / AnzahlLeerung / a

= ASGH · 1,05

Höchstentsorgungsgebühr für gemischte Haushaltsabfälle für die getrennte Sammlung

(ASGH + Marshallgebühr + Sortierung + Deponiebetrieb + Sonstiges) / Mg/Abfall / Einwohnerzahl

(AKGS + Marshallgebühr + Sortierung + Deponiebetrieb + Sonstiges) / Mg/Abfall / Einwohnerzahl

Quelle: Eigene Darstellung nach Angaben von Frankowski (2009, mdl. Mitt.)

2.9.5. Reduktionsmengen Die Deponierichtlinie verpflichtete die Kommunen, die biogenen Abfallmengen für die Deponierung zu reduzieren (vgl. Kapitel 2.7).

Im betrachteten ZV wurden 1995 rd. 95 Tsd. Mg Haushaltsabfälle an der Deponie angenommen. Davon betrug der Bioanteil nach Schätzungen des Deponiebetreibers etwa 50%. Es ist nur eine Schätzung möglich, weil keine Untersuchungen in diesem Zeitpunkt durchgeführt wurden und somit auch keine genauen Daten vorliegen.

Das Reduktionspotenzial biologisch abbaubarer Abfallmengen für den ZV Dolina beträgt:

• bis 2010 – 75% - 12 Tsd. Mg/a • bis 2013 – 50% - 24 Tsd. Mg/a und • bis 2020 – 35% - 30 Tsd. Mg/a

Diese Werte wurden im kommunalen Abfallwirtschaftsplan berücksichtigt (KZG 2006).

Kapitel 3 – Allgemeine Bewertungsmethoden für abfallwirtschaftliche Systeme - Literaturüberblick

3. ALLGEMEINE BEWERTUNGSMETHODEN FÜR ABFALLWIRTSCHAFTLICHE SYSTEME - LITERATURÜBERBLICK

„Man kann Probleme nicht mit Methoden lösen, die sie geschaffen haben.“

Albert Einstein (1879-1955)

US-schweizerischer Physiker und Nobelpreisträger

In diesem Kapitel werden ein theoretischer und praktischer Überblick über die allgemeinen Bewertungsmethoden für abfallwirtschaftliche Fragestellungen gegeben.

In Kapitel 3.1 werden allgemeine Begriffe erläutert. Hierbei wird insbesondere auf die kommunalen Planungsstufen, auf die Bewertungsmethode, auf die wichtigsten Kriterien und sog. Indikatoren und schließlich auf das Verfahren selbst mit der zu treffenden Entscheidung eingegangen. In Kapitel 3.2 erfolgt die Darstellung der Anforderungen an das Bewertungsverfahren bzw. Bewertungsmethoden; ebenso werden aber auch die Anforderungen an die Bewertungskriterien und Bewertungsindikatoren sowie Randbedingungen bei der Entwicklung von Handlungsoptionen erläutert. Die bisher angewandten Bewertungsmethoden (allgemein und für die Abfallwirtschaft) werden im Kapitel 3.3 vorgestellt und schließlich in einem eigenen Abschnitt einer kritischen Würdigung unterzogen. Kapitel 3.4 befasst sich mit der Auswahl der geeigneten Bewertungsmethoden für das gewählte Verfahren; insbesondere werden in diesem Zusammenhang die Nutzwertanalyse (Ablauf, Anwendungen, Kritik), die Kosten-Nutzen-Analyse (Ablauf, Anwendung, Kritik), die Ökobilanzmethode (Ablauf, Anwendungen, Kritik), und die Promethee Methode (Ablauf, Anwendungen, Kritik) erläutert und diskutiert. Abschließend erfolgt dann die Beschreibung der für die Qualitätsbewertung des Entsorgungssystems maßgeblichsten Bewertungsmethoden.

3.1. Allgemeine Begriffsbestimmung

3.1.1. Planungsstufen kommunaler Abfallwirtschaft In Anlehnung an die im Kapitel 2.2. erläuterte Aufteilung der Verantwortlichkeiten wird deutlich, dass die Aufgabenwahrnehmung für die kommunale Abfallwirtschaft in Polen ein besonders wichtiger Teil der Kommunalen Selbstverwaltung (KSV) ist.

Diese Aufgabenwahrnehmung bedarf einer sorgfältigen Planung. Für die Planung kommunaler Abfallwirtschaft ergeben sich nach Kunze et al. (1974) drei allgemeine wesentliche Planungsstufen (s. Tabelle 3.1):

• Entscheidungsvorbereitung • Entscheidung • Realisierung und Kontrolle

Auf der Entscheidungsvorbereitungsstufe wird das kommunale Entwicklungsproblem aufgrund des vorgefundenen Ist-Zustandes und des angestrebten Soll-Zustandes (Basis: Einschätzungen vs. Entwicklungstrends) definiert. Es werden dann vorstellbare Handlungsalternativen festgelegt und diese möglichst ausführlich im Hinblick auf ihre Konsequenzen beschrieben, bewertet und verglichen (Kunze et al. 1974).

In Bezug auf die polnische Abfallwirtschaft gilt in diesem Zusammenhang die (Nicht-)Erfüllung bzw. Erfüllbarkeit von EU-Zielen bis zum Ablauf der Übergangsperioden. Als Alternativen könnte man z.B. andere Entsorgungssysteme heranziehen und deren Folgen für Menschen, Umwelt und Wirtschaft beachten. Als mögliches Bewertungsinstrument könnte hier das entwickelte Bewertungsverfahren dienen.

Auf der Entscheidungsstufe werden aus der Menge der möglichen Handlungsoptionen für die angestrebten Ziele denkbare und geeignetste Alternativen ausgewählt und für diese ein gangbarer Weg vorgeschlagen (Kunze et al. 1974).

In Bezug auf die polnische Abfallwirtschaft wird hier eine Entscheidung der Gemeindeverwaltung über zukünftige Entsorgungsoptionen in einer Kommune verstanden.

Auf der Realisierungs- und Kontrollstufe ist die über die Entscheidung gefundene Option zu realisieren (Zielplan) und begleitend (Überprüfung des Realisierungszustands) zu kontrollieren (Kunze et al. 1974).

Polnische Kommunen sind zukünftig angehalten, den Realisierungsgrad der abfallwirtschaftlichen Ziele, auf Basis der gewählten Entsorgungsalternative, zu kontrollieren.

Im Hinblick auf die genannten Planungsstufen kommunaler Abfallwirtschaft müssen für den weiteren Ablauf folgende Begriffe erläutert werden:

• Bewertung (im ökologischen, ökonomischen, sozialen und technischen Kontext) und Bewertungsmethode

• Bewertungskriterium und Indikator • Bewertungsverfahren und Entscheidung

Tabelle 3.1 Planungsstufen zum Vollzug kommunaler Abfallwirtschaft

PLANUNGS-STUFEN

1. ENTSCHEIDUNGS-VORBEREITUNG 2. ENTSCHEIDUNG 3. VERWIRKLICHUNG

UND KONTROLLE

allgemein

1.1 Problem: Ist-Zustand vs. Soll-Zustand 1.2. Entwicklungstrends 1.3. Handlungsoptionen Konsequenzen

2.1 Handlungsoptionen Entscheidung: rationale Wahl 2.2 Geeignete Option

3.1 Realisierung der ausgewählten Option 3.2 Kontrolle der Zielerfüllung

kommunale Abfall-wirtschaft

1.1 Problem: heutiger Stand kommunaler Abfallwirtschaft – Entsorgungskonzept vs. Erfüllung der EU-Ziele 1.2 Entwicklungstrends: rechtliche Entwicklungen 1.3 Konsequenzen: für Umwelt, Wirtschaft, Menschen und Technik

2.1 Entsorgungsalternativen Entscheidung: über ein Bewertungsverfahren – Bewertung im ökologischen, ökonomischen, sozialen und technischen Kontext mit geeigneten Bewertungsmethoden 2.2 Auswahl geeigneten Entsorgungsalternative

3.1 Einsetzung der ausgewählten Entsorgungsalternative 3.2 Überprüfung der Erfüllung von Zielen der Abfallwirtschaft

Quelle: Eigene Darstellung nach Kunze et al. (1974) mit eigenen Ergänzungen

3.1.2. Bewertung und Bewertungsmethode Eine Bewertung wird allgemein als eine Beziehung zwischen einem Subjekt, das bewertet, und einem Objekt, das bewertet wird, verstanden (Hübler / Otto-Zimmermann 1989, Nissen 2001). Die zentrale Aufgabe einer Bewertung besteht in der transparenten und nachvollziehbaren Aufbereitung und Verdichtung von Daten und Informationen (wie z.B. über Aggregation) zur Entscheidungsfindung (Scholles 2005). Bewertungen im entscheidungsbezogenen Zusammenhang dienen der Prioritätenbildung; d.h. einer vergleichenden, ordnenden und/oder quantifizierenden Einstufung der Handlungsoptionen. Damit wird eine fundierte Grundlage für die Entscheidung geschaffen. Eine Bewertung ist insbesondere dann erforderlich, wenn mehrere Alternativen zur Auswahl stehen. Im Fall der systembezogenen Bewertungen von Abfallkonzepten müssen Prioritäten auf Entsorgungsalternativen und Optimierung des ausgewählten Systems gebildet werden (Grahl / Schmincke 1995).

In dem hier behandelten polnischen Zweckverband werden die möglichen Entsorgungsalternativen innerhalb des Bewertungsvorganges hinsichtlich abfallwirtschaftlicher Ziele priorisiert und gegebenenfalls optimiert.

Bei der Bewertung von kommunalen abfallwirtschaftlichen Problemen hinsichtlich der Auswirkungen (Entscheidungsvorbereitungsphase) auf die Umwelt, Wirtschaft, Menschen und Technik werden nach folgenden Wirkzusammenhängen unterschieden:

• ökologischen • ökonomischen • sozialen und • technischen

Die Bewertung im ökologischen Zusammenhang beurteilt das betrachtete Objekt (hier ein Entsorgungssystem) hinsichtlich seiner Umweltauswirkungen (Stahl 1998).

• Unter dem Begriff der Umweltauswirkungen werden Vorgänge verstanden, die Auswirkungen auf die Umwelt innerhalb der gesamten Entsorgungskette (vom Ort der Entstehung der Abfälle bis zum Ort ihrer Beseitigung) verursachen (ISO 14040:2006).

• Hierzu gehören globale, regionale und lokale Wirkungen (z.B. Schadstoffausstoß, Treibhauseffekt, Energie- und Ressourcenverbrauch).

• Diese Wirkungen werden jeweils bei der Einrichtung und beim Betrieb eines Entsorgungssystems geprüft.

Als Bewertung im ökonomischen Zusammenhang wird sowohl eine betriebswirtschaftliche als auch volkswirtschaftliche Bewertung des (Entsorgungs)Systems verstanden (Jünemann et al. 1993).

• Unter einer betriebswirtschaftlichen Bewertung werden gesondert berechnete Kosten- (Personalaufwendungen, Sachmittel etc.) und Einnahmenarten (Entsorgungsgebühren, Deponiesteuer etc.) mit ihren absehbaren Entwicklungen in einzelnen Kostenarten definiert.

• Zusätzlich zu betriebswirtschaftlichen Aspekten sind auch in der Wirtschaftlichkeitsbewertung verursachter volkswirtschaftlicher Nutzen und Schaden einzubeziehen. Beispiele für einen Nutzen sind Arbeitsstellen im Entsorgunssystem und für einen Schaden externe Kosten einer Entsorgungsanlage für die Anwohner.

Unter der Bewertung im sozialen Zusammenhang wird eine Gewichtung ausgewählter sozialer Aspekte in Bezug auf eine bestimmte Zielsetzung (hier: relevante soziale Aspekte im Entsorgungssystem) verstanden.

• Beispiele dafür sind soziale Akzeptanz und Einstellung in der Bevölkerung für geplante (Entsorguns-)Wege (z.B. Eigenkompostierung, neue Entsorgungsanlagen) und Sicherung der Arbeitsplätze (z.B. durch Einbeziehung / Schließung der Anlagen).

• Dabei sind regionale (innerhalb eines Einzugsgebietes) und lokale (unmittelbare Nachbarschaft einer Anlage) Gegebenheiten zu beachten.

Als Bewertung im technischen Zusammenhang wird eine Priorisierung ausgewählter technischer Aspekte in Bezug auf eine bestimmte Zielsetzung (hier: relevante technische Aspekte im Entsorgungssystem) bezeichnet.

• Somit müssen sowohl die technische Machbarkeit geplanter Technologielösungen in einem Entsorgungsgebiet als auch verschiedene Verfahrenskombinationen (z.B. MBA vs. Kompostierung) diskutiert werden

• Darüber soll einerseits die Entsorgungssicherheit (Abfallverbringung in demselben Hoheitsgebiet) und andererseits auch die Auslastung aller Entsorgungsanlagen (Kapazitätsfrage) gewährleistet werden.

Die Bewertung und Überprüfung der o.g. Aspekte erfordert ein strukturiertes und planmäßiges Vorgehen. Dieses wird nach Stahl (1998) als Bewertungsmethode bezeichnet. Beispielweise kann zur Darstellung von Umweltauswirkungen eine Ökobilanzmethode für das gesamte Entsorgungskonzept erstellt werden. In der Regel beruht eine Bewertungsmethode auf einem System und besteht aus Inputgrößen (methodenspezifische Einflussgrößen), Methodenanwendung und Output (Ergebnis). Innerhalb dieser Methode wird dann geregelt, wie die entsprechenden Einflussgrößen gewonnen, strukturiert und miteinander verknüpft werden (Stahl 1998). Als Einflussgrößen werden beispielsweise Abfallarten, -mengen, -zusammensetzungen sowie demografische Faktoren, Politik und wirtschaftliche Aspekte verstanden.

3.1.3. Bewertungskriterium und Indikator Da nie alle Sachinformationen berücksichtigt werden können, werden für eine bestimmte Bewertungsmethode sog. Bewertungskriterien und Indikatoren ausgewählt und festgelegt. Diese messen den Zielerreichungsgrad und zeigen diesen an (Grahl / Schmincke 1995).

Unter einem Bewertungskriterium wird demzufolge ein Merkmal verstanden, das für die Messung des Zielerreichungsgrades von Bedeutung ist. Ein Beispiel für ein Bewertungskriterium ist das Kriterium „...Akzeptanz der Einwohner…“.

Für die Beschreibung eines Bewertungskriteriums können sog. Indikatoren herangezogen werden. Indikatoren sind ausgewählte Kenngrößen, um bestimmte Entwicklungen aufzuzeigen und Zustände oder andere nicht direkt messbare und oftmals komplexe Sachverhalte abzubilden (SRU 2000). Beispiele für Indikatoren innerhalb des vorgestellten Bewertungskriteriums „Akzeptanz der Einwohner“ sind:

• „…Akzeptanz der existierenden (geplanten) Abfallbehandlungsanlagen…“

• „…Benutzerfreundlichkeit der Abfallentsorgung im Entsorgungssystem…“ etc.

3.1.4. Bewertungsverfahren und Entscheidung Kommunalpolitiker treffen ihre Entscheidungen auf Basis von Bewertungsverfahren.

Grundsätzlich geht das Bewertungsverfahren über die Bewertungsmethode hinaus und legt den Rahmen (Vorgehensweise) fest, indem der Ist(Plan)-Zustand mit einem anderen bestehenden (ebenfalls ein Ist-Zustand) oder angestrebten Systemzustand (i.e. der Soll-Zustand) verglichen werden soll (Grahl / Schmincke 1995, Stahl 1998). Somit systematisiert und verknüpft das Verfahren Sachinformationen (z.B. Abfallmengen, Einwohnerzahl eines Entsorgungsgebietes etc.) mit Werthaltungen (mit entsprechenden Bewertungs-(Wert)-Maßstäben - Bewertungskriterien, Indikatoren, Skalen etc.) innerhalb einer angewandten Bewertungsmethode. Das Bewertungsverfahren führt die Sachinformationen zu einem Werturteil, dem Gesamtergebnis, zusammen.

Das nun hier eingesetzte Bewertungsverfahren umfasst die Modellierung eines Entsorgungssystems, die Entwicklung denkbarer Entsorgungsalternativen (z.B. MBA vs. MVA), die Anwendung geeigneter Bewertungsmethoden für Messung potenzieller Auswirkungen (z.B. Nutzen, Kosten, ökologische Effekte) und schließlich die Bereitstellung des notwendigen Outputs (eines Gesamtergebnisses als Ranking der Entsorgungsalternativen). Das Ziel eines Bewertungsverfahrens ist es, eine Entscheidung aus mehreren Wahlalternativen (Handlungs-, Gestaltungsmöglichkeiten oder Varianten) zu treffen.

Diese Entscheidung muss bewusst durch rationales und wissenschaftliches Wissen geführt und anhand bestimmter Präferenzen von einem oder mehreren Entscheidungsträgern getroffen werden (Dierkes / Bruch 2008a, Olev 2008). Das bedeutet, dass kommunale Entscheidungsträger eine Entscheidung zu treffen haben, welche der geeignetsten Entsorgungsoption gemäß den vorgegebenen Zielen entspricht.

3.2. Allgemeine Anforderungen an Bewertungsverfahren und deren Elemente

An Bewertungsverfahren, aber auch an deren Elemente (Bewertungsmethoden, Bewertungskriterien, Indikatoren, Datenqualität und Handlungsoptionen) werden quantitative und qualitative Anforderungen gestellt und verschiedene Randbedingungen berücksichtigt, deren Erfüllung eine wichtige Voraussetzung für das richtige Vorgehen bei der Bewertung ist. In diesem Kapitel werden diese dargestellt und kritisch betrachtet.

3.2.1. Allgemeine Anforderungsziele an Bewertungsverfahren Die Auswahl eines Bewertungsverfahrens stellt selbst ein Entscheidungsproblem dar. Besonders bei komplexen Entscheidungssituationen sind zum einen weniger passende Verfahren vorhanden und zum anderen muss eine Vielzahl notwendiger Informationen erfasst werden (Schuh 2001a). Für die Auswahl von Bewertungsverfahren ergeben sich demzufolge (je nach Fragestellung) verschiedene Anforderungsziele, die in der Tabelle 3.2 in methodische und anwenderbezogene untergliedert und im Verlauf dieses Abschnittes diskutiert werden. Tabelle 3.2: Allgemeine methodische und anwenderbezogene Anforderungsziele an Bewertungsverfahren

ANFORDERUNGSZIELE

METHODISCHE ANWENDERBEZOGENE Vollständigkeit Integrierbarkeit neuer Kriterien entsprechende Aufbereitung von Daten Genauigkeit und Validität Robustheit des Ergebnisses Erweiterbarkeit des Bewertungsverfahrens

Transparenz, Nachvollziehbarkeit und Objektivität Klarheit der Begriffsformulierung Praktikabilität und Wirtschaftlichkeit Einfachheit der Alternativenerstellung Eindeutigkeit Vergleichbarkeit

Quelle: Eigene Darstellung nach Weber (1991) und Schuh (2001a)

Methodische Anforderungsziele beziehen sich auf die Struktur eines Bewertungsverfahrens und dienen zur Ausgestaltung einer regelhaften Vorgehensweise.

• Vollständigkeit: Ziel ist hier die Erfassung aller relevanten Kriterien von Bewertungsalternativen, um aussagefähige Ergebnisse zu erhalten (Schuh 2001a). Im Hintergrund steht hier eine realitätsnahe Modellierung des zu untersuchenden Bewertungsobjektes (z.B. eines Entsorgungssystems).

• Integrierbarkeit neuer Kriterien: In einem Bewertungsverfahren sollten grundsätzlich auch neue Bewertungskriterien integrierbar sein. Wäre beispielsweise ein Entsorgungssystem aus Sicht einer Kommune

nachhaltig zu bewerten, dann müssten darin wirtschaftliche, ökologische und gesellschaftliche Aspekte erfasst sein.

• Aufbereitung von Daten: Bevor eine Lösung ermittelt wird, müssen die Inputdaten in nutzbarer und leicht verständlicher Art aufbereitet werden (Datensicherheit). Dazu ist es auch notwendig, die Inputdaten (z.B. Einstellung der Befragten) zu gewichten und/oder zu skalieren.

• Genauigkeit und Validität: Darunter wird nach Schuh (2001a) Erreichung der angemessenen Lösungsqualität bezeichnet. Das Bewertungsverfahren soll effektiv sein, das heißt, es muss ein entsprechendes Ergebnis realisiert werden (z.B. Auswahl einer Entsorgungsalternative).

• Robustheit des Ergebnisses: Das Bewertungsverfahren soll nach Schuh (2001a) bei mehrmaliger Anwendung zum gleichen Ergebnis führen. Die Robustheit des Ergebnisses beeinflusst einerseits die politische Akzeptanz und andererseits die gesellschaftliche Zustimmung. Dies kann bei kommunalen Entscheidungsprozessen (z.B. vor der Auslösung von notwendigen Entsorgungsinvestitionen für eine MVA) als ein gutes Argument von Befürwortern in der Öffentlichkeit genutzt werden.

• Erweiterbarkeit des Bewertungsverfahrens: Eine besonders wichtige Anforderung ist eine einfache Weiterentwicklung des Bewertungsvorgehens (Weber 1991). Hinsichtlich der Abfallwirtschaft gibt es natürliche Unsicherheiten, wie sich z.B. die Entsorgung von Haushaltsabfällen in der Zukunft gestalten wird. Es ist auch nicht zu vermeiden, dass sich die existierenden Entsorgungsalternativen kontinuierlich verändern. Das bedeutet aber gleichzeitig, dass die vorhandene Wissensbasis bestehen bleibt und dadurch eine wichtige Voraussetzung für eine einfache Erweiterbarkeit darstellt (Weber 1991). Die Anwender sollen daher das Bewertungsverfahren anhand des aktuellsten Wissensstandes überprüfen und dasselbe an veränderte Rahmenbedingungen angemessen anpassen, sollen aber nicht über technisch mögliche, aber rechtlich nicht mehr umsetzbare oder erlaubte. Lösungen inkl. ihrer Konsequenzen nachdenken (z.B. Rückkehr zur Deponierung als „sichere“ und bekannte Entsorgungsalternative).

Anwenderbezogene Anforderungsziele drücken die Benutzerfreundlichkeit eines Bewertungsverfahrens aus und stellen so einen hohen Gebrauchswert für die aufgeworfenen Fragestellungen dar.

• Transparenz, Nachvollziehbarkeit und Objektivität: Das Bewertungsverfahren soll anschaulich, verständlich und objektiv durchgeführt werden, das heißt, alle Regeln der Vorgehensweise sollen offen gelegt und klar formuliert werden (Schuh 2001a). Besonders bei der Subjektivität der Kriterienauswahl ist die Erklärungsnotwendigkeit zur Vertrauensgewinnung von Entsorgungsteilnehmern besonders wichtig. Dazu gehört, dass der Bewertungsmaßstab detailliert dargestellt werden

kann, denn eine Bewertung ist nur dann aussagekräftig, wenn ersichtlich ist, wie sie zustande gekommen ist.

• Klarheit der Begriffsformulierung: Nach Weber (1991) ist die Einfachheit der Ausdruckweise inkl. eindeutiger Begriffsbezeichnungen / -definitionen zur Vermeidung von Missverständnissen empfehlenswert. Ein Beispiel dafür ist die große Anzahl unterschiedlicher Begriffe für ein und denselben Sachverhalt, z.B. Verbrennung. Diese werden sehr häufig von den Kommunalpolitikern u.a. benutzt (vgl. Erläuterung in Kapitel 2.6.1) und sind meist Anlass zu fehlerhaften Interpretationen

• Praktikabilität und Wirtschaftlichkeit: In diesem Zusammenhang sind die Brauchbarkeit und ein angemessenes Nutzen-Aufwand Verhältnis im Rahmen des Bewertungsverfahrens zu beachten. Wenn z.B. ein Verfahren von Nicht-Experten eingeführt werden kann (z.B. von Kommunen), dann muss zumindest die gesamte Handhabung ohne vertiefte Fachkenntnisse effizient durchführbar sein. Eine externe Unterstützung (Beratung) wäre wünschenswert z.B. bei der Erfassung von Bewertungskriterien und Entwicklung von angemessenen Entscheidungsregeln und –prinzipien, aber auch bei der Erwirkung der Zustimmung aller Beteiligten (Wiedeman et al. 1991).

• Einfachheit der Handlungsalternativenerstellung: Aus Sicht der Bewerter sollen die Handlungsalternativen unter bestimmten Rahmenbedingungen möglichst unkompliziert zu erstellen und zu begründen sein. Die Vorgabe ist, dass der Anwender selbst das Bewertungsvorhaben versteht und benutzen kann. Da es nach Weber (1991) oft keine optimale (System)Alternative gibt, sollen gleichzeitig die Vor- und Nachteile einer bestimmten Lösung aufgelistet werden.

• Eindeutigkeit und Vergleichbarkeit: Das Ergebnis muss eine eindeutige Aussage über eine optimale Handlungsalternative treffen. Bei interkommunalen Vergleichen kann es von Interesse für Kommunalpolitiker sein, wie die Bewertungsergebnisse in anderen Kommunen sind.

3.2.2. Allgemeine Anforderungen an Bewertungsmethoden Ähnlich wie bei den vorgestellten Anforderungen werden hier Ansprüche an Bewertungsmethoden postuliert und in der Tabelle 3.3 für die kommunale Abfallwirtschaft dargestellt.

Tabelle 3.3: Allgemeine Anforderungen an Bewertungsmethoden mit Anforderungszielen und Beispielen

ANFORDERUNG ANFORDERUNGSZIEL BEISPIELE

Intersubjektivität Unabhängigkeit der Ergebnisse vom Anwender

Reliabilität Erreichung gleicher Ergebnisse bei wiederholtem Durchlauf der Methode unter gleichen Rahmenbedingungen

Kommunen als Methodenanweder sollen dieselben Ergebnisse erhalten und interpretieren können, und zwar bei unveränderten Gegebenheiten.

Validität Widerspiegelung der Inhalte und Prioritäten des Zielsystems in den Werturteilen

Eine Methode soll relevante Prioritäten (z.B. Ziele der Abfallwirtschaft) ausdrücken.

Wert- und Sachelementen-trennung

Unterscheidung indikativer und normativer Aussagen

Ein Beispiel für indikative Aussage sind die Mengen von CO2-Emissionen. Normative Aussage in diesem Zusammenhang ist die Festlegung eines Einheitsmaßes, d.h. kg CO2 pro Mg Abfall.

Strukturkonsistenz konsistente Strukturierung der Bewertung und zu bewertenden Alternativen

Transparenz und Nachvollziehbarkeit

Durchschaubarkeit des Ablaufs der Bewertung für Bewerter und Öffentlichkeit

Eine Methode soll eine transparente Struktur für die Akzeptanz der Öffentlichkeit haben (z.B. Datenbeschaffung bei Entsorgungsinfrastrukturprojekten).

Angemessenheit des Aufwandes

Adäquatheit des Kosten- und Zeitaufwandes für Anwender

Eine Methode soll einen von Kommunalpolitikern akzeptierbaren in Rahmen des Haushaltes Kostenaufwand aufweisen.

Durchführbarkeit einer Sensitivitätsanalyse

Simulationen der Daten und Annahmen

Eine ±10%-ige Abfallmengensteigerung soll sich z.B. auf das Ökobilanzergebnis messbar auswirken.

Quelle: Eigene Zusammenstellung nach Grassinger / Salhofer (2000), Morrisey / Browne (2004), Scholles (2005), Reich (2005), Finnveden et al. (2007) mit eigenen Beispielen

3.2.3. Allgemeine Anforderungen an Bewertungskriterien Weber (1991), Wiedeman et al. (1991) und Stocker (2007) formulierten allgemeine Anforderungen an Bewertungskriterien, die auch bei einem entsorgungswirtschaftlichen Vorhaben zur Anwendung finden können:

• Eindeutigkeit - bezeichnet, dass die Kriterien eindeutig und klar formuliert und beschrieben werden. Wie bei Anforderungen an Bewertungsverfahren ist die Begriffsklarheit (vgl. Begriffverwechslung - energetische Verwertung) zu beachten.

• Messbarkeit - bedeutet, dass die Kriterien mit Hilfe von Einheiten gemessen werden können. Ein Beispiel dafür ist die Messung von Umweltauswirkungen (Treibhauseffekt gemessen in CO2-Äquivalenten).

• Überschneidungsfreiheit - bezeichnet, dass die Bewertungskriterien voneinander in einzelnen Bereichen getrennt auftreten. Beispielweise werden Umweltauswirkungen im Bereich Ökologie erfasst, nicht aber im Bereich Technik (Vermeidung von Dopplungen).

• Unabhängigkeit - drückt aus, dass sich die Bewertungskriterien nicht widersprechen dürfen und voneinander unabhängig zu sein haben. Ein Beispiel dafür ist die Berechnung der Kosten und Nutzen (für die Systemnutzer sind die Entsorgungsgebühren die Kosten, für die Kommune kennzeichnen diese aber die Einnahmen).

• Hierarchiebezogenheit - fordert, dass die Bewertungskriterien, die einer gemeinsamen Kategorie angehören, gemeinsam anzuordnen sind. Hier können z.B. alle Kosten (von der Abfallerfassung bis hin zu ihrer Beseitigung) in eine gemeinsame Kategorie „Entsorgungskosten“ eingruppiert werden.

• Unterschiedlichkeit - bezeichnet, dass verschiedene Bewertungskriterien unterschiedliche Merkmale beschreiben. Das Bewertungskriterium „Akzeptanz der Einwohner“ drückt z.B. einen sozialen Umstand aus, das Kriterium „Entsorgungssicherheit eines Entsorgungssystems“ betrachtet hingegen die rein technische Seite.

• Nutzensunabhängigkeit - bedeutet, dass die Erfüllung eines Kriteriums nicht die Erfüllung eines anderen voraussetzt. Beispielweise kann die „Akzeptanz der Einwohner“ die „Entsorgungssicherheit eines Entsorgungssystems“ nicht ersetzen, sondern es sind unabhängige Kriterien mit unterschiedlichem Nutzen.

3.2.4. Allgemeine Anforderungen an Indikatoren Indikatoren von (Entsorgungs-)Systemen sollen für eine sinnvolle Anwendbarkeit hinsichtlich des angestrebten Zwecks sorgen. Der Zweck von Indikatoren besteht hauptsächlich darin, anzuzeigen, ob und in welchem Ausmaß ein bestimmtes Bewertungskriterium erfüllt worden ist. Im Allgemeinen werden mit Indikatoren Ergebnisse bzw. Auswirkungen erfasst (Schuh 2001a). Bei der Bestimmung und Auswahl von (Nachhaltigkeits-)Indikatoren werden verschiedene Anforderungen gestellt, die sich in wissenschaftliche, funktionale, anwenderbezogene und praktische gliedern lassen (s. Tabelle 3.4). Die hier entwickelten Indikatoren sollen die in den dargestellten Anforderungen möglichst vollständig erfüllen. In der Praxis dürfte es aber wohl kaum einen Indikator geben, der alle diese idealtypischen Anforderungen erfüllt (SRU 2000).

Tabelle 3.4: Allgemeine Anforderungen an Indikatoren mit Anforderungszielen

ANFORDERUNEN ANFORDERUNGSZIELE

wissenschaftliche

Relevanz bezüglich der jeweiligen ökologischen, ökonomischen, sozialen und technischen Zusammenhänge Reproduzierbarkeit der Ergebnisse Nachvollziehbarkeit der Aggregation und der Auswahlkriterien Datenqualität und Transparenz über die Unsicherheit von Daten

funktionale

Sensitivität gegenüber Änderungen im Zeitablauf Sensitivität gegenüber ökonomischen, ökologischen, sozialen und technischen Wechselwirkungen Eignung zur Erfassung von Trends Frühwarnfunktion internationale Kompatibilität Bezug auf bestimmten geogr. Anwendungsbereich (z.B. Entsorgungsgebiet)¹

anwenderbezogene

Zielbezug (z.B. in Bezug auf „Distance-to-Target“-Werte) Verdichtung von Daten (durch Aggregation durch Einzelindikatoren, Auswahl von Schlüssel- bzw. Leitindikatoren) Politische Steuerbarkeit und Kontrollierbarkeit Verständlichkeit für alle Entsorgungsteilnehmer (über Eignung und Interpretation eines Indikators zur Abbildung von Zusammenhängen) Übertragungsmöglichkeit der Werte in die Praxis Einfachheit der Formulierung Messbarkeit in Bezug auf:

zeitliche Entwicklung (Vergleich mit den Vorjahren) Zielgrößen (die selbst gesetzt sein können und die durch einen

Vergleich mit anderen Akteuren erhoben werden)

praktische

Datenverfügbarkeit und vertretbarer Aufwand der Datenbeschaffung Möglichkeit regelmäßiger Aktualisierung Flexibilität der Anwendung:

Verhältnismäßigkeit bei den Bemühungen zur Quantifizierung eines Indikators

Ersatzmöglichkeit eines Indikators durch einen besser geeigneten Ignorieren eines Indikators, wenn dieser von einer Aktion / wenigen

Aktionen abhängig ist, die nicht durchgeführt wurde

¹ Bei der Erfassung von Umweltauswirkungen kann diese Anforderung auf den regionalen, kontinentalen oder weltweiten Bereich ausgedehnt werden z.B. Treibhauspotenzial (weltweit) oder Ozonabbaupotenzial (regional / kontinental)

Quelle: Eigene Zusammenstellung nach SRU (2000), Schuh (2001a), EK (2000), Schug et al. (2005)

Prinzipiell können die Indikatoren quantitativer (monetärer bzw. mengenbezogener) und qualitativer (nicht-monetär bzw. nicht-messbarer) Natur sein.

• Die quantitativen Indikatoren, wie z.B. Betriebskosten einer Entsorgungsanlage innerhalb eines Jahres, die im ökonomischen Bereich auftreten, werden in der Kosten-Nutzen-Analyse (KNA) bewertet.

• Die quantitativen Indikatoren, wie z.B. CO2-Emissionen, werden mit der Ökobilanzmethode (ÖBM) bewertet.

• Die qualitativen Indikatoren, wie z.B. Zufriedenheit der Einwohner oder Zuverlässigkeit des Entsorgungsdienstleisters, werden in die Nutzwertanalyse (NWA) einbezogen.

Die Umweltindikatoren können in sog. Indikatorensysteme zur Übersichtlichkeit und einheitlichen Strukturierung integriert werden.

3.2.5. Allgemeine Anforderungen an Datenqualität für ein Bewertungsverfahren

Damit das Bewertungsverfahren zuverlässige Ergebnisse liefert, müssen außer den Anforderungen an Bewertungsverfahren, Bewertungskriterien und Indikatoren auch bestimmte Anforderungen an die Datenqualität erfüllt werden. Diese beziehen sich jedoch nicht nur auf Ökobilanzen (nach ISO 14044:2006 - zur Erfüllung des Ziels und Untersuchungsrahmens einer Ökobilanz), sondern spiegeln sich in der KNA und der NWA wider.

So sind beispielsweise die erfassten Daten dann als gültig zu betrachten, wenn diese im einheitlichen zeitbezogenen, geografischen und technologischen Erfassungsbereich erhoben wurden. Bei unsicheren, lückenhaften oder sogar fehlenden Daten (z.B. aufgrund der gemachten Annahmen oder nicht anerkannten und/oder fehlenden Quellen) sind diese Mängel offen darzustellen. Die Anforderungen an die Datenqualität mit Beispielen (für kommunale Abfallwirtschaft) für ein Bewertungsverfahren werden in der Tabelle 3.5 dargestellt.

Tabelle 3.5: Allgemeine Anforderungen an Datenqualität für ein Bewertungsverfahren mit Anforderungszielen und Beispielen

ANFORDERUNGEN ANFORDERUNGSZIELE BEISPIELE

zeitbezogener Erfassungsbereich Berücksichtigung des Datenalters (z.B. Bezugsjahr 2006)

geographischer Erfassungsbereich Daten aus einem betrachteten Entsorgungsgebiet Gültigkeit

technologischer Erfassungsbereich

spezifische Technologie/ Technologiemix (z.B. Müllverbrennung nach BAT-Standards)

Präzision

Berücksichtigung von Parametern zur Beschreibung der Schwankungsbreite der Werte aller angegebenen Daten

Standardabweichung berechneter Werte

Vollständigkeit

Berücksichtigung aller relevanten Daten (bei fehlenden Daten „Nichtnullwerte“, „Nullwerte“, errechnete Werte)

entscheidende Abfallströme innerhalb eines Entsorgungsgebietes Emissionsdaten unterschiedlicher Verfahren

Konsistenz qualitative Einschätzung der Methode bzgl. der Eignung auf Ziel der Studie

ÖBM für Einschätzung von Umweltauswirkungen

Zuverlässigkeit der Datenquellen

Berücksichtigung von Datenquellen und deren Zuverlässigkeit durch Messungen, Errechnungen und Schätzungen der Daten

Herkunftsquelle der Daten (Nationale Abfallwirtschaftspläne etc.)

Unsicherheit der Information

Berücksichtigung der Unsicherheit von Informationen bei Daten, Modellen und Annahmen

Darstellung von Datenunsicherheiten z.B. in Bezug auf Methanemissionen aus Deponiekörpern anderes Bewertungsgebiet; Prognoseunsicherheit

Quelle: Eigene Zusammenstellung nach ISO 14044:2006 und Dierkes / Bruch (2008a) mit eigenen Beispielen

3.2.6. Randbedingungen bei der Betrachtung von Handlungsoptionen In der Entscheidungstheorie resultiert ein Problem grundsätzlich aus der Diskrepanz zwischen dem aktuell gegebenen und dem gewünschten (angestrebten) Zustand, d.h. dem Anspruchsniveau (Dierkes 2009).

In kommunaler Abfallwirtschaft wird als Problem der angestrebte Zustand bezeichnet, der aus der EU-Gesetzgebung herrührt.

Für die Analyse eines Problems kann ein entsprechendes Modell aufgebaut werden; dieses erleichtert das Verständnis eines Ereignisses und kann darüber hinaus noch um eine Reihe von Handlungsoptionen ergänzt werden (Hillier / Liberman 2001). In dem gegebenen Entscheidungsfeld sollen alle relevanten Handlungsoptionen mit vorhandenen Beschränkungen, Konsequenzen und alle möglichen Umweltzustände mit deren Auswirkungen auf die jeweiligen Handlungsoptionen betrachtet werden (Dierkes 2009).

Unter einem Modell kann ein Entsorgungssystem und als Handlungsoption - eine Entsorgungsalternative verstanden werden.

Das Aufzeigen von Entsorgungsalternativen resultiert aus Verbesserungsvor-schlägen zum gewünschten Abfallwirtschaftszustand im Rahmen geltender Gesetze (EU-Gesetzgebung und Umwelt-, Energie- und Abfallwirtschaftspolitik innerhalb eines Staates), aus Abfallwirtschaftsplänen (auf nationaler, regionaler und kommunaler Ebene) und sonstigen Faktoren. Die Vorschläge können von jedem Entsorgungsteilnehmer (auch aufgrund der Erfahrungen) eingebracht werden.

Außer Gesetzen und Abfallwirtschaftsplänen wirken sich verschiedene Faktoren auf die kommunale AW aus. Diese untergliedern sich in interne (innerhalb eines Entsorgungssystems wirksame) und externe (außerhalb des Entsorgungssystems wirksame). Diese Faktoren beschreiben den abfallwirtschaftlichen Sachverhalt in den Kommunen und werden bei der Wahl des Vorgehens und der Verfahren festgelegt und analysiert (s. Tabelle 3.6). Beispiele für praxisnahe Verbesserungsvorschläge von Entsorgungsteilnehmern sind:

• Inbetriebnahme einer Umschlagstation oder Optimierung der Abfallsammlung (Wahl neuer Entsorgungsrouten) - Vorschlag von einem Sammelunternehmen,

• Erhöhung der Sammelfrequenz - Vorschlag von Einwohnern als Systemnutzer,

• Öffentlichkeitsarbeit zur Steigerung des Umweltbewusstseins und der Akzeptanz der Bevölkerung - Vorschlag von einer Kommune.

Die Verbesserungsvorschläge haben eine Reihe von Konsequenzen für alle Entsorgungsteilnehmer und damit für das Funktionieren eines Entsorgungs-systems. Tabelle 3.6: Interne und externe Faktoren zur Berücksichtigung bei der Ableitung von Entsorgungsalternativen

INTERNE FAKTOREN EXTERNE FAKTOREN Standortgegebenheiten (Bevölkerungsdichte, spezifisches Abfallaufkommen, geografische und klimatische Lage der Entsorgungsregion) Abfalleigenschaften (Zusammensetzung, Qualität) Kosten der Abfallbehandlungsverfahren Entwicklungsstand der Sammelsysteme bestehende Kapazitäten der Anlagen Dauer der Planungs- und Realisierungsphase Akzeptanz der Abfallbehandlungsmethoden Umweltauswirkungen von Verfahren

Erfahrungen aus anderen EU-Staaten Anreize durch die Förderung von z.B. der Energienutzung aus Abfall Fördermittel der EU (z.B. Kohäsionsfonds)

Quelle: Die Tabelle basiert auf Thomé-Kozmiensky (2006) mit eigenen Ergänzungen

Die in der Tabelle 3.6 genannten internen und externen Faktoren werden hier näher erläutert:

Mit geringem Aufwand lassen sich die Standortgegebenheiten, wie z.B. die Bevölkerungsdichte, das spezifische Abfallaufkommen und das Klima, generieren.

Die Abfalleigenschaften wiederum beeinflussen Entsorgungs- und Behandlungswege; z.B. der steigende Anteil der Kunststoffabfälle kann einerseits die zu transportierenden Abfallmengen nach Gewicht reduzieren und andererseits das Volumen des Abfalls erhöhen. Kunststoffe werden nach der Sortierung stofflich oder energetisch verwertet. Dazu kommen die Kosten konkurrierender Abfallbehandlungsverfahren. Die Kommune soll außerdem den Entwicklungsstand der Sammelsysteme (z.B. Sammelfahrzeuge, Behälter etc.) und bestehende Kapazitäten existierender Abfallbehandlungsanlagen im Entsorgungsgebiet berücksichtigen, indem dafür der erforderliche Investitionsbedarf festgestellt wird. Bei Investitionen müssen die Planungs- und Realisierungszeiten in ausreichendem Maße einkalkuliert werden (z.B. die Dauer von Genehmigungsverfahren).

Zugleich muss die soziale Akzeptanz im Hinblick auf die geplanten Abfallbehandlungsanlagen bekannt sein. Eine immer wichtigere Rolle spielen die Umweltauswirkungen von Abfallbehandlungsverfahren, die nach Pajak (2009b) in Polen unterschätzt werden. Hierbei wird auf Erfahrungen aus anderen EU-Staaten geachtet und folglich nach gut funktionierenden Entsorgungslösungen gesucht.

Eine negative Einstellung gegenüber den Deponie- und Müllverbrennungsanlagen wird in der Literatur als NIMBY (Not In My BackYard), NOTE (Not Over There Either), LULU (Locally Unacceptable Land Use) oder als BANANA (Build Absolutely Nothing Anywhere Bear Anything) bezeichnet (Morissey / Browne 2004). Durch Berücksichtigung sozialer Aspekte im Bewertungsverfahren werden potenziell auftretende Kontroversen, fehlende Akzeptanz der Bevölkerung, sowie Konflikte zwischen Interessengruppen vermieden bzw. verringert (Wilson et al. 2001).

Für eine Alternative können zusätzliche Anreize wie z.B. positive Beschäftigungseffekte oder die Gewinnung von Entsorgungsprodukten (Wärme, Elektrizität, Wertstoffe etc.) sprechen. In den neuen EU-Mitgliedstaaten werden außerdem die Fördermaßnahmen der erforderlichen (Infrastruktur-)Investitionen i. R. der Abfallwirtschaft mitfinanziert.

3.3. Kurzvorstellung allgemeiner Bewertungsmethoden In diesem Abschnitt werden allgemeine gängige Bewertungsmethoden aufgelistet und tabellarisch zusammengefasst dargestellt. Des Weiteren werden verschiedene Bewertungsmethoden in der Anwendungspraxis in Bezug auf abfallwirtschaftliche Fragestellungen aufgezeigt und diskutiert. Anschließend wird die Auswahl der für dieses Bewertungsverfahren ausgewählten Bewertungsmethoden begründet, deren Verlauf kurz beschrieben und kritisch betrachtet.

3.3.1. Allgemeine Bewertungsmethoden - Überblick Unter vielen allgemeinen Bewertungsmethoden sind u.a. Ökobilanzmethode (ÖBM), Ökologische Risikoanalyse (ÖRA), Umweltverträglichkeitsprüfung (UVP), Produktlinienanalyse (PLA), Ganzheitliche Bilanzierung (GABI), Kosten-Nutzen-Analyse (KNA), Kosten-Wirksamkeits-Analyse (KWA), Nutzwertanalyse (NWA), Nutzwertanalyse 2. Generation (NWA 2.), Verbal-argumentative Bewertung (VAB) und Multikriterielle Entscheidungsanalyse (MKEA) zu nennen. Als wesentliche Merkmale der Bewertungsmethoden werden hier das Ziel, Anwendung und der Aufbau (normative Basis, Skalierung, Zuordnungs- und Aggregationsregeln, Ergebnis) ausgewählt und tabellarisch zusammenfasst (s. Tabelle 3.7). Die Tabelle 3.7 gibt die Vielfalt der Anwendungen (zehn von elf Methoden im Bereich Ökologie, zwei in der Prozessbewertung) sowie den unterschiedlichen Aufbau (sechs Methoden mit einem Zielsystem, vier ordinal und sechs kardinal skaliert, fünf mit einer Kennzahl als Gesamtergebnis) wieder. Sechs Methoden können als Entscheidungsunterstützungsinstrument eingestuft werden (ÖBM, GABI, KNA, NWA, NWA 2., und MKEA) Die meistpräferierten wissenschaftlichen Methoden in der Literatur für die Bewertung von Aspekten der Entsorgungssysteme sind nach Morrisey / Browne (2004) die ÖBM, KNA und MKEA. Im nächsten Abschnitt wird näher auf eine praktische Anwendung dieser Methoden eingegangen. Eine Darstellung aller sonstigen genannten Methoden (Definition, Ziel der Methode, Anwendung) ist dem Anhang 12-8 zu entnehmen.

Tabelle 3.7: Gegenüberstellung gängiger Bewertungsmethoden mit Zielen, Anwendungsfeldern, -bereichen, normativer Basis, Skalen, Zuordnungs- und Aggregationsregeln und Ergebnis

Methode ÖBM ÖRA UVP PLA GABI

umweltorientierte Entscheidungsunterstützung / Bewertung von Umweltbelastungen in Handlungsalternativen

Bewertung ökologischer Nutzungsverträglichkeit bei unvollständiger Information

Bewertung von Vorhaben auf Umwelt; Zulassung von Vorhaben

Relation zwischen natur- und sozialwissenschaftlicher Betrachtung von Bedürfnisbefriedigung

Entscheidungsunterstützung

Anwendungs- feld

Produkte, Verfahren, Prozesse Pläne, Projekte P1 / Ö2 Projekte Lebensweg von Produkten Lebensweg von Produkten, Verfahren und Dienstleistungen

Anwendungs-bereich ÖL3 ÖL ÖL, S4 OL, OK5, S OL, OK, T6

normative Basis Dimensionen fachliche Ziele

Umweltqualitätsziele

Richtlinien, Umweltqualitätsziele Zielvorstellungen

Dimensionen gewichtetes Zielsystem innerhalb Dimensionen

Skalenniveau (Skala) ordinal ordinal kardinal ordinal kardinal

Zuordnungs-regel

Zuordnung der Kriterien zu den Umweltauswirkungen Relevanzbaum

Argumentation, Tabellen, Indikatorblätter

Zuordnung der Kriterien zu den Dimensionen

Aggregations-regel

von der Wirkungabchätzungs-Methode abhängig

Präferenzmatrix (Risikomatrix)

Wechselbeziehungen zwischen Kriterien

Addition der mit den Gewichten multiplizierten Einzelnutzwerte in Dimensionen

Ergebnis Kennzahl(-en) / verbal-argumentativ

Beeinträchtigungs- Intensität und -empfindlichkeit Risiko der Beeinträchtigung

Kennzahl(-en) verbal-argumentativMindmap

Mindmap, (Produktlinien)Matrix

Mindmap

Methode KNA KWA NWA NWA 2. VAB MKEA

Ziel Bewertung von Projekten nach ihrer wirtschaftlichen Ergiebigkeit (Effizienz)

Bewertung von Projekten nach ihrer wirtschaftlichen Wirkungserreichung

Ordnung von Alternativen nach Präferenzen des Entscheidungsträgers (Effektivität)

Bewertung von Projekten und Plänen aller Art

Entscheidungsunterstützung

Anwendungs- feld Ö-Projekte P- / Ö-Projekte P- / Ö- Pläne, Projekte,

Produkte Ö-Projekte Pläne und Projekte P- / Ö- Projekte

Anwendungs-bereich OL, OK, S ÖK OL, OK, T, S OL, OK, T, S OL, OK, T, S OL, OK, T, S

normative Basis Zielsystem Zielsystem gewichtetes Zielsystem Zielsystem Zielvorstellungen

Qualitätsziele Zielvorstellungen

Skalenniveau (Skala) kardinal kardinal kardinal ordinal nominal, ordinal kardinal

Zuordnungs-regel Monetarisierung Monetarisierung Nutzenfunktion

Klassifizierung der Zielerreichungsgrade, Relevanzbaum

Argumentation, Tabellen, Indikatorblätter

Aggregations-regel

Quotient der Summe aller Nutzen und der Summe aller Kosten

Addition der mit den Gewichten multiplizierten Einzelnutzen

Boole´sche Logik Paarvergleich, Rückstellung, Rangfolge

Paarvergleich, Rückstellung, Rangfolge

Ergebnis Kosten-Nutzen Verhältnis

Zielwirksamkeit / Kosten Verhältnis

Gesamtnutzwert Alternativenreihung

Präferenzmatrix Risikomatrix

verbale Bewertung, Text oder Tabelle

dimensionslose Präferenzwerte verbale Bewertung Text, Tabelle, Matrix

1 P – private, 2 Ö – öffentliche 3 ÖL – ökologische Aspekte, 4 S – soziale Aspekte, 5 ÖK – ökonomische Aspekte, 6 T – technische Aspekte Quelle: Eigene Zusammenstellung nach Zangemeister (1971), Schmidt (1995), Otto-Zimmermann (1989), Stahl (1998), Zangemeister (2000), Salhofer (2001b), Schuh 82001b), Scholles (2005), Prituzhalova (2006) mit eigenen Ergänzungen

3.3.2. Bewertungsmethoden in der Abfallwirtschaft

3.3.2.1. Intuitive und wissenschaftliche Bewertungsmethoden Die in der Abfallwirtschaft eingesetzten und genutzten Bewertungsmethoden untergliedern sich in intuitive und wissenschaftliche Ansätze.Unter einer intuitiven Bewertungsmethode wird eine Vorgehensweise verstanden, die auf Erfahrungswerten der Bewertenden beruht und über keine festgelegte Methodik verfügt. Das Ergebnis einer solcher Vorgehensweise ist fallspezifisch und in der Praxis nur für die Entwickler/Anwender nachvollziehbar (s. Abbildung 3.1). Als wissenschaftliche Bewertungsmethode wird ein auf einem Regelsystem aufbauendes und nachvollziehbares Verfahren verstanden, das zu wissenschaftlichen Erkenntnissen bzw. praktischen Ergebnissen führt (Duden 2007). Als Beispiele für wissenschaftliche Methoden können hier ÖBM, KNA oder MKEA genannt.

BEWERTUNGSMETHODEN IN DER ABFALLWIRTSCHAFT

wissenschaftliche Bewertungsmethoden

intuitive Bewertungsmethoden

fallspezifisch KNAÖBM MKEA

strukturierte, regelhafteVorgehensweisekeine Methodik

i.d.R. allgemein nachvollziehbar

nachvollziehbar nur für Anwender

Struktur und Vorgehen

Ergebnis

Anwendung

Abbildung 3.1: Aufteilung der Bewertungsmethoden in Abfallwirtschaft Quelle: Eigene Darstellung

In polnischen Kommunen werden intuitive Methoden unter bestimmten Voraussetzungen (z.B. Wirtschaftlichkeit der Entsorgungstransporte) im Entsorgungssystem genutzt. Der Einsatz von Unterstützungssoftware (z.B. für Entsorgungslogistik und –transporte) erfolgt optional. Die Handhabung intuitiver Bewertungsmethoden kann aber bei umfassenden Kenntnissen und Erfahrungen der

Bewertenden oder Teams durchaus zu akzeptablen Ergebnissen bei geringem Aufwand führen (Scholles 2005).

Diese intuitiven Bewertungsmethoden - sie werden ad hoc durchgeführt - sind jedoch stets unstrukturiert. Die Ergebnisse solcher Methoden sind nur für Nutzer nachvollziehbar. Die Chancen zur Akzeptanz, besonders von neutralen Personen bzw. Körperschaften, sind damit geringer (Scholles 2005). Außerdem mangelt es diesen Methoden an einem formalen Konzept für eine ganzheitliche Bewertung des Entsorgungssystems. Bei der Bewertung von Wirtschaftlichkeitsfragen behelfen sich viele polnische Entsorgungsunternehmen, indem sie vor einer Entscheidung den Rat und Erfahrungswerte ihrer Mitarbeiter einholen.

In kommunalen Prozessen werden auch zunehmend wissenschaftliche Bewertungsmethoden eingesetzt. Beispiele dafür sind die ÖBM, die KNA oder eine MKEA. Diese sind praxisorientiert und können durch Fachsoftware zur Erleichterung von Berechnungen (z.B. die ÖBM durch SimaPro, Umberto, Easewaste, LCA-IWM) unterstützt werden.

Die Fachsoftware kann zwar das Bewertungsverfahren durchaus beschleunigen, muss jedoch aufmerksam und in Kenntnis der Anwendungsgrenzen eingesetzt werden. Bisher ist die ÖBM hinsichtlich der Anzahl der verfügbaren Softwares am besten entwickelt. Speziell zur Bewertung von Entsorgungssystemen sind am Markt zurzeit UMBERTO und Easewaste (seit 2006). Beispiele anderer Fachsoftwares und praktischer Anwendung sind im Anhang 12-11 dargestellt.

Polnische Kommunen greifen auf eine KNA oder MKEA nur ausnahmsweise zurück (Beratungsaufträge). Der Grund hierfür sind fehlende finanzielle Mittel und hoher organisatorischer Aufwand (Datenvorbereitung). Es lässt sich jedoch in letzter Zeit ein steigender Trend zur Vergabe von spezifischen Beratungsleistungen für geplante MVA-Projekte beobachten. Die Kommunen wollen damit ihre Verhandlungsposition gegenüber privaten Entsorgungsunternehmen und Investoren stärken und eine Objektivierung der Entscheidungsprozesse erhöhen.

3.3.2.2. Reine und gemischte Ansätze Eine wissenschaftliche Bewertunsmethode kann als ein reiner Ansatz (eine Methode für einen Bereich) oder als ein gemischter Ansatz (eine Kombination von Methoden für verschiedene Bereiche) bei komplexen abfallwirtschaftlichen Fragestellungen (wie z.B. Bewertung eines Entsorgungssystems – vgl. Tabelle 3.8) Anwendung finden.

Tabelle 3.8: Überblick reiner Ansätze von wissenschaftlichen Bewertungsmethoden in abfallwirtschaftlichen Fragestellungen

BM BEWERTUNG LITERATURANSATZ KOMMENTAR

Entsorgungswege: Deponierung vs. Verbrennung

Liamsanguana / Gheewala (2007) Mendes et al. (2004)

Ökobilanz für nur eine Beseitigungstechnologie, Entwicklungsländer

komplexe Entsorgungssysteme

Özeler et al. (2006) Bovea / Powell (2006) Eriksson et al. (2005) Arena et al. (2003)

Ökobilanz einer Gesamtentsorgungskette

Auswahl und Bewertung eines Deponie-Standorts Al-Bakri et al. (1998)

Auswahl und Bewertung einer Umschlagstation Bovea et al. (2007)

Auswahl eines Entsorgungsstandortes nach Ergebnissen einer Ökobilanz

Bewertung der Abfallhierarchie in europäischen Ländern

Brisson (1997) Bewertung nur sozialer Kosten innerhalb Entsorgungsalternativen

stoffliche Verwertung von Kunststoffabfällen UBA (1998) nur Kosten stofflicher

Verwertung KNA

Bewertung der Investitionsprojekte in der Abfallwirtschaft

Florio et al. (2003) Kosten abfallwirtschaftlicher Investitionen

Bewertung der Entsorgungsalternativen Chung / Poon (1996)

MKEA Bewertung von Übereinstimmungsgrad zwischen Entsorgungsakteuren und Entsorgungsalternativen am Beispiel von Speiseabfällen

Hung et al. (2006)

Bewertung von einem Entsorgungssystem in Entwicklungsländern

MINIMAX REGRET OPTIMIZATION ANALYSIS

Abfallentsorgungssystem Chang / Davila (2007)

SWOT-ANALYSE Entsorgungssystem Srivastava et al. (2005)

fallspezifische Bewertung, nur ausgewählte Aspekte

Quelle: Eigene Zusammenstellung nach Liamsanguana / Gheewala (2007), Mendes et al. (2004), Özeler et al. (2006), Bovea / Powell (2006), Eriksson et al. (2005), Arena et al. (2003), Al-Bakri et al. (1998), Bovea et al. (2007), Brisson (1997), UBA (1998), Florio et al. (2003), Chung / Poon (1996), Hung et. al (2006), Chang / Davila (2007), Srivastava et. al (2005)

So werden in reinen Ansätzen der ÖBM beispielsweise nach Liamsanguana / Gheewala (2007), Mendes et al. (2004) die folgenden Entsorgungswege verglichen: „…Deponierung vs. Verbrennung von Haushaltsabfällen…“. Ökobilanzen innerhalb einer Gesamtentsorgungskette (vor der Abfallerfassung über Transporte bis hin zur Deponierung, Verbrennung oder anaeroben Behandlung) werden von Özeler et al. (2006) und Bovea / Powell (2006) dargestellt.

In diesen Szenarien werden verschiedene Systemoptionen hinsichtlich ihrer Wirkungen auf die Gesamtumwelt untersucht. Die ÖBM wird bspw. auch für die Auswahl und Bewertung eines Entsorgungsstandortes - für eine Deponie nach Al-Bakri et al. (1998) sowie für eine Umschlagstation nach Bovea et al. (2007) – angewandt.

In den dargestellten reinen Ansätzen werden die Ökobilanzen für die gesamte Entsorgungskette oder für eine ausgewählte Beseitigungstechnologie mit Berücksichtigung lokaler Gegebenheiten betrachtet. Diese Ansätze ergeben, dass

• durch die Ökobilanzierung eines Entsorgungssystems die Darstellung aller Umweltauswirkungen möglich ist (Liamsanguana / Gheewala 2007) sowie

• umweltschädigende Wirkungen durch eine die Ergebnisse von Ökobilanzen beachtende Entsorgungssystemumstellung bedeutend reduziert werden können (Mendes et al. 2004).

Es handelt sich bei den angeführten Ansätzen um Entsorgung in Entwicklungsländern (Liamsanguana / Gheewala 2007, Mendes et al. 2004, Al-Bakri et al. 1998). Die Option einer MBA als Behandlungsstufe wurde hierin allerdings nicht näher untersucht. Die KNA (als reiner Ansatz) findet ihre Anwendung z.B. bei der Bewertung (s. Tabelle 3.8):

• der Abfallhierarchie in europäischen Ländern - Kostenlast von Entsorgungsalternativen (Brisson 1997),

• bei Kosten stofflicher Verwertung von Kunststoffabfällen (UBA 1998) oder • bei der Bewertung von Investitionsprojekten in der Abfallwirtschaft (Florio

et al. 2003). Mithin wird die Methode der KNA in der Abfallwirtschaft bei der Abschätzung von betriebs- und volkswirtschaftlichen Kosten öffentlicher Projekte verwendet. Ein Beispiel für die Bewertung von Entsorgungsalternativen bei Abfällen in Hong Kong mit MKEA geben Chung / Poon (1996) an (s. Tabelle 3.8).

Hung et. al (2006) stellt den Ansatz eines nachhaltigen Entscheidungsverfahrens für die kommunale Entsorgung zur Bewertung des Übereinstimmungsgrads zwischen Entsorgungsakteuren und Entsorgungsalternativen am Beispiel von Speiseabfällen in Taiwan dar. Die beiden Beispiele beziehen sich ebenfalls auf die Entsorgungssituation in Entwicklungsländern und sind deshalb wegen stark abweichender Rahmenbedingungen mit der europäischen Abfallwirtschaft (vgl. dazu Kapitel 2.1) nicht unmittelbar vergleichbar.

Zu anderen in der Praxis angewandten Methoden gehören u.a. Minimax regret optimization analysis (Chang / Davila 2007) und die SWOT-Analyse zur Wandlung von gefährlichen in gefahrenfreie Entsorgungsmöglichkeiten bzw. Schwächen in Stärken (Srivastava et al. 2005) (s. Tabelle 3.8). Diese Ansätze werden hier nicht erläutert, da ihre Anwendung fallspezifisch ist. Sie dienen nur zur Bewertung von bestimmten Teilaspekten in der Abfallwirtschaft. Im folgenden Abschnitt werden Beispiel für gemischte Ansätze erläutert, die als Methodenkombinationen bzw. Methoden mit Ergänzungen um ausgewählte Aspekte angewandt werden (s. Tabelle 3.9). Tabelle 3.9: Überblick gemischter Ansätze von wissenschaftlichen Bewertungsmethoden in abfallwirtschaftlichen Fragestellungen

BM ERGÄNZUNG UM BEWERTUNG VON LITERATUR-

ANSATZ KOMMENTAR

ökonomische Auswertung Entsorgungskosten, Mitarbeiterbeschäftigung und Sammlungsraten

Emery et al. (2006) Ökobilanz + Excel

ökonomische Aspekte Entsorgungssystem von festen Bioabfällen und Abwässern

Soneson et al. (2000)

Ökobilanz + Wirtschaftlichkeit für feste Abfälle + Abwässer in Schweden

soziale Aspekte Bewertung von abfallwirtschaftlichen Prozessen innerhalb eines Unternehmens

Dreyer et al. (2006)

Ökobilanz + soziale Auswertung in Herstellungsprozessen

Environmental Performance Indicators (EPIs)

Bewertung eines industriellen Herstellungsprozesses

Hermann et al. (2007)

Integration von drei Bew.Methoden in ein Bewertungsinstrument COMPLIMENT für Industrieprozesse

ökologische, ökonomische und soziale Aspekte

Standorte von Entsorgungseinrichtungen und Umschlagstationen zur Auswahl eines Entsorgungssystems auf regionaler Ebene

Vego et al. (2007)

k.A. Evaluierung der Standorte für Elektroaltgeräte-Recyclinganlagen

Queiruga et al. (2008)

Bewertung der Entsorgungsalternativen

Auswahl eines optimalen Szenarios von Entsorgungsschemata für Altfahrzeuge

Rousis et al. (2008)

Bewertung von Übereinstimmungsgrad zwischen Entsorgungsakteuren und Entsorgungsalternativen am Beispiel von Speiseabfällen

Auswahl eines optimalen Szenarios für Altfahrzeuge

Mergias et al. (2007)

Vergleich und Ranking von Alternativen mit PROMETHEE

Abfallentsorgungssystem Auswahl eines optimalen Entsorgungssystems auf kommunaler Ebene in Drittländern

Kapelula et al. (2007)

Vergleich und Ranking von Alternativen mit PROMETHEE in einem Entwicklungsland

Quelle: Eigene Zusammenstellung nach Emery et al. (2006), Soneson et al. (2000), Dreyer et al. (2006), Hermann et al. (2007), Vego et al. (2007), Queiruga et al. (2008), Rousis et al. (2008). Mergias et al. (2007), Kapelula et al. (2007)

Die ÖBM wird um eine ökonomische Auswertung bzgl. der Entsorgungskosten, Mitarbeiterbeschäftigung und Sammlungsraten mit Excel-Software im Ansatz von Emery et al. (2006) ergänzt. Soneson et al. (2000) wiederum kombiniert eine Ökobilanz mit wirtschaftlichen Aspekten bgzl. der Entsorgung von festen Bioabfällen und Abwässern in Uppsala, Schweden.

In beiden Ansätzen fehlt es jedoch an technischer und sozialer Bewertung einzelner Entsorgungsalternativen. Dreyer et al. (2006) bezieht in seine ÖBM soziale Aspekte ein. Damit werden die Geschäftsentscheidungen hinsichtlich schädlicher Auswirkungen auf Menschen innerhalb der Herstellungskette eingeschätzt und minimiert. Dieser Ansatz eignet sich jedoch nur für die Bewertung von Prozessen innerhalb des Unternehmens, nicht von Entsorgungssystemen für Haushaltsabfälle. Durch die Ergänzung der ÖBM um andere Aspekte können spezielle Schlüsse gezogen werden.

Beispielsweise resultiert aus einer erweiterten Ökobilanz, dass die Verbrennung von Abfällen eine ökologisch günstigere Alternative als Deponierung darstellt, wobei allerdings die ökonomische Bewertung von Müllverbrennung höhere Betriebskosten und einen geringeren Bedarf an Arbeitsplätzen ausweist (Emery et al. 2006).

Versuche zur Integration bzw. Kombination verschiedener Bewertungsmethoden in ein Bewertungsinstrument sind in der Literatur zu finden. Eine Kombination unterschiedlicher Ansätze mit dem Zweck, ein Gesamtergebnis zu berechnen, erprobte Hermann et al. (2007).

Hermann et al. (2007) schuf aus den drei Bewertungsmethoden – MKEA, ÖBM und Environmental Performance Indicators (EPIs)- ein Bewertungsinstrument, den COMPLIMENT. Dieses Instrument setzte er bei der Bewertung eines industriellen Herstellungsprozesses an. Die Kombination dieser drei Methoden durch die Datenaggregation und Nutzung von Stärken jeder Methode ergibt ein ausführbares Bewertungsvorhaben für industrielle Prozesse. Dieses Instrument diente den Entscheidungsträgern bei der Auswahl der wichtigsten Umweltauswirkungskategorien und zur Identifizierung jener Emissionen, deren Senkung zur Minimierung der Gesamtumweltauswirkungen am meisten beitrug (Hermann et al. 2007). Dieses Vorhaben ermöglichte letztlich auch Benchmarking-Prozesse und die Bewertung der Umweltauswirkungen von industriellen Prozessen. Eine Übertragbarkeit auf andere Entsorgungssysteme ist sehr begrenzt. Zusätzlich gehen in diesem Bewertungsvorgehen durch Aggregation von Daten und

angenommene Gewichtungen bestimmte Informationen und die Transparenz des Vorgehens verloren.

Vego et al. (2007) bewertet mit der Promethee Methode10 Standorte (in einer Region in Kroatien) für Entsorgungseinrichtungen und Umschlagstationen unter Berücksichtigung von ökologischen, ökonomischen und sozialen Aspekten.

Die Promethee Methode eignet sich gut für Verfahren mit verschiedenen Kriterien (und wird deshalb in dieser Arbeit eingesetzt). Das vorgeschlagene Modell von Vego et al. (2007) zur Bewertung auf regionaler Ebene beinhaltet jedoch eine begrenzte Anzahl von Bewertungskriterien und eignet sich für die Übertragung auf die Gesamtbewertung eines Entsorgungssystems nur in einzelnen Aspekten. Zudem werden in diesem Modell keine Emissionen bewertet, die durch geplante Entsorgungsszenarien verursacht werden können. Emissionsbewertungen sind aber wesentlicher Gegenstand jeder ökologischen Betrachtung.

Außer im Ansatz von Vego et al. (2007) wurde die Promethee Methode bei der Evaluierung von Standorten für die Entsorgung von Elektroaltgeräten (Rousis et al. 2008) oder die Auswahl eines optimalen Szenarios von Entsorgungsschemata für Altfahrzeuge (Mergias et al. 2007) angewandt (s. Tabelle 3.8).

3.3.3. Kritik an bisherigen Bewertungsmethoden und -verfahren Die Literaturrecherche zu Bewertungsfragen (entweder von Gesamtsystemen oder ausgewählten Aspekten) zeigt, dass bisherige Ansätze von Bewertungen als eher fallspezifisch und fragmentarisch zu werten sind. Die Vielfalt dargestellter Anwendungsbeispiele liefert folgende Erkenntnisse:

• Reine Ansätze – bei einzelnen Methoden fehlt wegen methodischer Begrenzungen eine Berücksichtigung anderer Aspekte (z.B. eine Ökobilanz für Umweltauswirkungen).

• Gemischte Ansätze – als Kombinationen eingesetzt für: o Herstellungsprozesse (statt strikt für ein Entsorgungssystem für

Haushaltsabfälle für einen Produktherstellungsprozess) oder für 10 Promethee Methode ist ein MKEA-Verfahren zum paarweisen Vergleich der Alternativen hinsichtlich der einzelnen Kriterien (Ruhland 2004).

o andere Abfallströme (z.B. für Elektro-Altgeräte) oder o Entwicklungsländer (daher keinen Bezug auf EU-

Rahmenbedingungen) oder für o ausgewählte Aspekte (keine Zusammenführung von Umwelt,

Wirtschaftlichkeit, von sozialen und technischen Bezügen und politischem Umfeld in einem Bewertungsinstrument).

Die bisher angewandten Methoden konzentrieren sich mehrheitlich auf die Verbesserung des Bewertungsverlaufs selbst und vernachlässigen den Entscheidungsprozess, der eigentlich dadurch unterstützt werden soll. Hervorzuheben ist, dass dem Bewertenden grundsätzlich Schwächen und Grenzen der Bewertungsmethoden bekannt sein müssen (s. Tabelle 3.10). Eindeutig ist auch, dass sich die Annahmen für die Bewertung und Entscheidung wegen der Unkenntnis künftiger Entwicklungen (z.B. Abfallzusammensetzung, Energiepreise, etc.) ändern und damit einen nicht absehbaren Einfluss auf Emissionen und Wirtschaftlichkeit haben können (Finnveden et al. 2007). Die Ergebnisse der Methoden können aufgrund verschiedener Zeiteinheiten, Bereichsgewichtungen, geografischer Lage bzw. Datenverfügbarkeit mitunter nur schwer vergleichbar sein. Des Weiteren ist nicht zu unterschätzen, welche Schwierigkeiten bzgl. der Datenbeschaffung (Bewertungsvorhaben) bestehen und welche nicht (Reich 2005). Die Eignung der Methoden bei abfallwirtschaftlichen Fragestellungen ist in erster Linie von der zu beantwortende Frage abhängig.

• Ein Beispiel dafür ist die Berechnung der Wirtschaftlichkeit eines Entsorgungskonzeptes (Frage: Ist das Entsorgungssystem wirtschaftlich?).

• Ein anderes Beispiel ist die Berechnung von Umweltauswirkungen von Entsorgungswegen (Frage: Ist der ausgewählte Entsorgungsweg umweltverträglicher als der andere?).

Nach Grassinger / Salhofer (2000) ist ein Konzept dann als gut zu bezeichnen, wenn ein Team das Konzept akzeptiert und aktiv umsetzt. Jedes gute Bewertungskonzept muss außerdem auf Transparenz, Nachvollziehbarkeit und Offenlegung der Daten geprüft sowie um eine Sensitivitätsanalyse ergänzt werden. Letztendlich soll das Bewertungsverfahren in einem angemessenen Verhältnis zu Kosten- und Zeitaufwand stehen. Die Zusammenfassung von Kritikpunkten an bisherigen Bewertungsmethoden und –verfahren ist der Tabelle 3.10 zu entnehmen.

Tabelle 3.10: Kritikpunkte an Bewertungsmethoden und –verfahren mit Beispielen und Konsequenzen

KRITIK AN BEISPIELE FÜR ÄNDERUNGEN KONSEQUENZEN Abfallzusammensetzung; chemische / biologische Prozesse

nicht absehbarer Einfluss auf Emissionen

Energiepreise Wirtschaftlichkeit der Entsorgungsanlagen

Entsorgungstechnologie Wirtschaftlichkeit von Gesamtentsorgungssystemen

Unkenntnis künftiger Entwicklungen

geographische Lage eines Entsorgungsgebietes

soziale Folgen von kommunalen Entscheidungen

Zeitrahmen der Methoden (ÖBM für 100 Jahre, KNA – Lebensdauer einer Anlage)

Gewichtung von Bereichen (wenn relevant) Robustheit der Bewertungsergebnisse

Datenverfügbarkeit und –sammlung

Vergleichbarkeit, Nachvollziehbarkeit und Aussagekraft von Berechnungen

Sensitivitätsanalyse

Kosten/Aufwand Verhältnis keine Akzeptanz wenn nicht möglich / angemessen Eignung der Methoden /

Verfahren Akzeptanz der Anwender Übereinstimmung mit Wissen und

Präferenzen

3.4. Auswahl der Methoden für das dargestellte Verfahren Da keine einzelne Bewertungsmethode alle Erwartungen erfüllen kann, wird auf eine Mischung der nachstehenden Bewertungsmethoden zurückgegriffen:

• KNA – zur Beurteilung wirtschaftlicher Effizienz mit Berücksichtigung volkswirtschaftlicher Kosten und Nutzen (für kommunale Entscheidungsträger ein wichtiges Verhandlungsargument) und Zusammenführung des Ergebnisses zum Kosten-Nutzen-Verhältnis.

• ÖBM – geeignet für die Beurteilung umfangreicher Umweltauswirkungen innerhalb eines Entsorgungssystems geeignet (im Gegensatz zur ökologischen Risikoanalyse – für Pläne, Projekte - und Umweltverträglichkeitsprüfung). Die ÖBM ermöglicht damit eine eindeutige Ergebnisdarstellung (in Abhängigkeit der angewandten Wirkungs-abschätzungsmethode).

• NWA – zur Beurteilung von sozialen und technischen Aspekten und Reihung der Alternativen aufgrund eines Gesamtnutzwertes. Eine verbal-argumentative Bewertung trifft wegen der alleinigen argumentativen Ergebnisdarstellung (bei den kommunalen Entscheidungsträgern) kaum auf Akzeptanz.

• MKEA (hier mit der Promethee Methode als Rechenbeispiel) - zur Unterstützung des Entscheidungsprozesses durch Zusammenführung von unterschiedlich dimensionierten Kriterien / Ergebnissen der Methoden und Angabe der Rangfolge von Entsorgungsalternativen (EA).

In dieser Arbeit wird aus den vorher genannten Gründen ein derartiger Mischansatz für kommunale Entscheidungsprozesse (Entsorgungssystem von Haushaltsabfällen in Polen) gewählt. Damit werden die Systemschwächen einzelner Bewertungsmethoden überwunden und darüber hinaus

• Erfahrungswerte von Anwendern (z.B. bei der Auswahl von Bewertungskriterien), sowie

• bisher nicht zusammen betrachtete Bereiche wie z.B. Umwelt, Wirtschaftlichkeit, Technik und Soziales berücksichtigt (vgl. Tabellen 3.6.-3.8.).

3.4.1. Die Kosten-Nutzen-Analyse

3.4.1.1. Beschreibung und Ablauf Die KNA ist nach Schmidt (1995) und Europäischer Kommission (EK 2008a) eine seit 2000 obligatorische Methode zur Bewertung wirtschaftlicher Ergiebigkeit von öffentlichen Projekten (z.B. bei der Infrastrukturplanung oder im Gesundheitswesen nach Hanusch / Kuhn 1995). Man findet über die KNA heraus, welche Handlungsoption wirtschaftlich besser dasteht. Die Gegenüberstellung der direkten Kosten und des direkten Nutzens wird als „…betriebswirtschaftliche Wirtschaftlichkeitsanalyse…“ bezeichnet. Werden die indirekten Kosten und der indirekte Nutzen in der KNA berücksichtigt, dann versteht man darunter eine sog. „…erweiterte bzw. volkswirtschaftliche Wirtschaftlichkeitsanalyse…“ (Zangemeister 2000). Außer den direkt-monetären Effekten werden bei der KNA, soweit dies aufgrund von Modellannahmen und Preisschätzungen möglich ist, zusätzlich weitere Effekte (z.B. Verkehrsbelastung) indirekt in Geldwerten ausgedrückt (Schmidt 1995, Zangemeister 2000, Morrisey / Browne 2004). Der Ablauf besteht aus den in der Abbildung 3.2 dargestellten Schritten (Modellierung von Kosten, Nutzen; Wirtschaftlichkeitsanalyse; Zusammenstellung und Vergleich der Gesamtkosten und -nutzen, Ableitung von Kosten-Nutzen Verhältnissen, Auswahl der Handlungsalternative mit dem besten Kosten-Nutzen Verhältnis, Durchführung einer Sensitivitätsanalyse). In der Kosten-Nutzen-Analyse tritt keine bewusste bzw. zielgerichtete Aggregation auf. Die Aggregation der Daten in der KNA wird nur bei der Zusammenführung der Indikatoren zu Bewertungskriterien angewandt. Es erfolgt auch keine eigene Gewichtung innerhalb der KNA. Die Kosten und Einnahmen werden aufaddiert und anschließend ein Kosten-Nutzen-Verhältnis ermittelt. Die Alternative mit dem besten Kosten-Nutzen Verhältnis wird gewählt (Schmidt 1995). Dies erlaubt dem Entscheidungsträger einen Vergleich von Handlungsalternativen hinsichtlich der Effektivität der Ressourcennutzung (Morrisey / Browne 2004).

BESTIMMUNG DER HANDLUNGSALTERNATIVEN

MODELLIERUNG VON INDIREKTEN UND DIREKTEN

KOSTEN

MODELLIERUNG VONINDIREKTEM UND DIREKTEM

NUTZEN

ZUSAMMENSTELLUNG UND VERGLEICH DER GESAMTKOSTEN UND GESAMTNUTZEN

ERMITTLUNG DER KOSTEN-NUTZEN VERHÄLTNISSE

WIRTSCHAFTLICHKEITSANALYSE ERWEITERTE WIRTSCHAFTLICHKEITSANALYSE

AUSWAHL DER HANDLUNGSALTERNATIVE MIT DEM BESTEM KOSTEN-NUTZEN VERHÄLTNIS

SENSITIVITÄTSANALYSE

Abbildung 3.2: Allgemeiner Ablauf einer KNA Eigene Darstellung nach UBA (1998), RDC / PIRA (2003), Florio et al. (2003)

3.4.1.2. Bisherige Anwendung in der Wirtschaft Im Bereich Abfallwirtschaft wurde die Methode z.B. bei der Bewertung der Kunststoffverwertung (UBA 1998), zum Auffinden einer optimalen Strategie für die Abfallentsorgung in Bezug auf ökonomische und ökologische Kosten und Nutzen (Kirkeby et al. 2006), beim Vergleich von Deponierung und Verbrennung von Abfällen (Florio et al. 2003), bei unterschiedlichen Entsorgungsmöglichkeiten für gebrauchte Getränkeverpackungen (IFEU 2007b) sowie bei der Bewertung von Verpackungs-, Recyclings- und Wiederverwendungssystemen (RDC / PIRA 2003) angewandt.

3.4.1.3. Stärken und Schwächen der KNA Zu den Stärken der KNA gehören z.B. eine direkte Vergleichsmöglichkeit der betrachteten Alternativen und eine hohe Aussagekraft des ermittelten Ergebnisses für alle zu treffenden Entscheidungen (s. Tabelle 2.13).

Als Schwächen zählen z.B. Unsicherheiten bei der Modellierung der indirekten Kosten und Nutzen (z.B. bei der Schätzung des Geldwertes von Umwelt- und sozialen Auswirkungen). Die Preisannahmen können nämlich aufgrund wechselnder Rahmenbedingungen bereits während der beginnenden Umsetzungsphase und insbesondere dann in der Betriebsphase der entsprenden Entsorgungseinrichtungen stark variieren. Ein Beispiel dafür ist die Erhöhung bei den Deponiegebühren, wodurch die Recyclingraten stark in Mitleidenschaft gezogen werden können (Morrisey / Browne 2004). Auch die Monetarisierung von externen Verkehrskosten fällt unter dieses Kapitel. Eine Monetarisierung von externen Kosten und Nutzen kann grundsätzlich überhaupt nur dann akzeptiert werden, wenn die Gesamtermittlung der entsprechenden Werte in völliger Transparenz durchgeführt würde (RDC / PIRA 2003). Tabelle 3.11: Stärken und Schwächen der Kosten-Nutzen-Analyse

STÄRKEN SCHWÄCHEN Berechunung mehrer Kriterien möglich nachvollziehbares Vorgehen der Methode Erhöhung der Aussagekraft der Bewertung für den Bewerter; direkte Vergleichbarkeit verschiedener Alternativen hinsichtlich ihrer Effektivität

Unsicherheiten bei Modellierung und Monetarisierung von indirekten Kosten und Nutzen Abhängigkeit der Alternativeneffektivität vom Diskontierungzinssatz

Quelle: Eigene Darstellung nach Hanusch / Kuhn (1995), Schmidt (1995), Zangemeister (2000)

3.4.2. Die Ökobilanzmethode

3.4.2.1. Beschreibung und Ablauf Die Ökobilanz ist ein systemanalytisches Verfahren zur Erfassung und Auswertung umweltrelevanter Sachverhalte (UBA 1999). Die Vorgehensweise und Anforderungen an Ökobilanzen werden seit dem Jahr 1997 mit der europäischen Norm EN ISO 14040 bis 14044 festgelegt. Mit Hilfe von Ökobilanzen ist es also möglich, die durch die untersuchten Produkte, Verfahren und Dienstleistungen hervorgerufenen Umweltauswirkungen abzubilden. Auf diese Weise wird eine umfassende Aussage über die Umweltrelevanz des Untersuchungsgegenstandes gewonnen (ISO 14040:2006, UBA 1999). Eine Ökobilanz umfasst hierbei folgende Phasen (s. Abbildung 3.3):

• Bestimmung von Ziel und Rahmen einer Untersuchung • Aufstellung einer Sachbilanz • Umwandlung der Sachbilanzergebnisse in Umweltauswirkungen -

Wirkungsabschätzung • Auswertung der Sachbilanz und/oder Wirkungsabschätzung

Abbildung 3.3: Allgemeiner Aufbau einer Ökobilanz nach ISO 14040:2006 Quelle: ISO 14040:2006

Bei der Festlegung des Untersuchungsrahmens einer Ökobilanz werden nach ISO 14040:2006 u.a. folgende Punkte definiert:

• Nutzen und Funktionen des Produktes / Verfahrens • Annahmen, Einschränkungen und Anforderungen an die Datenqualität • Systemgrenze (welche Lebenswegabschnitte, Prozessmodule, Inputs,

Outputs und Detaillierungsgrad in die Studie einbezogen werden) • funktionelle Einheit als Angabe einer Bezugsgröße, auf die die Input- und

Outputdaten normiert werden In der Sachbilanz erfolgt die Bestandsaufnahme von qualitativen und quantitativen Input-/Outputdaten in Bezug auf das zu untersuchende System zur Bestimmung quantitativer Aussagen über den eben erfassten Produktlebensweg bzw. Verfahren. Dazu werden die Ressourcenverbräuche (Eingangsinformationen, Inputs) dem Nutzen (funktionelle Einheit) bzw. den damit korrelierten Emissionen (Ausgangsgrößen, Outputs) gegenüber gestellt (ISO 14040:2006, ISO 14044:2006). Ein Beispiel dafür ist Menge an Treibhausgas je funktioneller Einheit.

In der Wirkungsabschätzung erfolgen obligatorisch: • Auswahl von Wirkungskategorien, Wirkungsindikatoren und Modellen

(In dieser Arbeit wurde das Easewaste Modell ausgewählt. Easewaste ist aufgrund der Berücksichtigung von relevanten Umweltauswirkungen, der Nutzung von aktuellen Daten bei spezifischen Abfalltechniken, des transparenten Vorgehens, wegen der möglichen und flexiblen Szenariobildung ein geeignetes und zuverlässiges Instrument; ebenso lässt sich damit vergleichen und erforderliche Sensitivitätsanalyse durchführen. Eine detaillierte Beschreibung der Auswahlbegründung ist im Anhang 12-18 zu finden.);

• Klassifizierung (Zuordnung der Sachbilanzergebnisse in Wirkungskategorien)

• Charakterisierung (Umwandlung der Sachbilanzergebnisse in gemeinsame Einheiten, z.B. CO2-Äquivalente für Treibhausgase)

Als optional werden in der Wirkungsabschätzungsphase verstanden wie folgt: • Normierung - Einschätzung der „relativen Signifikanz der

Indikatorergebnisse“ (gesamte Inputs und Outputs für ein vorgegebenes Gebiet z.B. global, regional, national oder lokal oder pro Kopf der Bevölkerung etc.)

• Ordnung – Einteilung von Wirkungskategorien in eine oder mehrere Klassen (z.B. in einer vorgegebenen werthaltenden Hierarchie einzuordnen wie z. B. hohe, mittlere und niedrige Priorität)

• Gewichtung – Verfahren zur Umwandlung der Indikatorwerte verschiedener Wirkungskategorien unter Verwendung auf Werthaltungen beruhender Gewichtungen (z.B. nach dem Panel-Ansatz, nach dem Abstand zum angestrebten Umweltzustand, nach der Monetarisierung der eingetretenen Umweltschäden (Goedkoop et al. 2007) oder nach den politischen Minderungszielen für (toxische) Substanzen innerhalb einer Umweltkategorie (DEPA 2004)11

11 Diese Ansätze lösen jedoch nicht die Probleme der Gewichtung, sondern versuchen vielmehr sie zu umgehen. Um diesen Schritt der Gewichtung nun generell zu vermeiden und gleichzeitig die Interpretierbarkeit der Ergebnisse zu vereinfachen, können z.B. zuerst die Umweltauswirkungen mit ähnlichen Merkmalen (z.B. globale, regionale oder lokale Signifikanz) gruppiert und danach normiert werden (Goedkoop et al. 2007).

Somit findet eine Transformation der Sachbilanzergebnisse in Umweltauswirkungen statt. Dafür werden Methoden für Bewertung von Sachbilanzen und solche zur Wirkungsanalyse eingesetzt, die mit ihrer Gliederung, Bewertung und Ergebnisform in der Tabelle 3.12 dargestellt werden.

Als Beispiele für Methoden zur Bewertung von Sachbilanzen werden z.B. die ABC-Analyse, die Immissionsgrenzwertmethode, Stoffflussmethode, EPS-Methode, Tellus-Methode, MIPS-Methode und KEA-Methode verwendet (s. Anhang 12-9).

In Bezug auf die für die Wirkungsabschätzung (s. Anhang 12-10) wichtige Wirkungsanalyse werden z.B. CML-Ansätze, Eco-Indikator-Ansätze, die UBA-Methode und EDIP-Methode genutzt (Stahl 1998, Lang-Koetz et al. 2006).

Zur Durchführung von Ökobilanzen sind unterschiedliche Softwares vorhanden. Diese ermöglichen mit Hilfe des in der Datenbank integrierten Berechnungstools Input-Output-Analysen, Stoffströme als Sankey-Diagramm (Flussbild) in den einzelnen Schritten, sowohl für einzelne Prozesse als auch für die Prozessketten. Damit können die kumulierten Aufwendungen / Emissionen entlang dieser Ketten verfolgt werden. EK stellte ein Verzeichnis zu Ökobilanz-Dienstleistungen, -Datenbanken und –Software zur Verfügung (EC JRCa). Einige Beispiele für gängige Datenbanken sind SimaPro, Umberto, Gemis und Ecoinvent. Die Vielfalt möglicher Datenbanken zur Anwendung bei Ökobilanzen wird in den Anhängen 12-12 – 12-17 dargestellt. Als Ergebnis der Wirkungsabschätzung wird eine Anzahl (üblicherweise 5–10 bzw. ein verbal-argumentatives Resultat) quantitativer Umweltauswirkungen dargestellt, verursacht von Produkten bzw. Verfahren. Die Wirkungsabschätzung beinhaltet (meist implizit) darüber hinaus auch eine Bewertung, einerseits durch die Auswahl der Wirkungskategorien und andererseits durch die Auswahl der Emissionen, die einer bestimmten Wirkungskategorie zugerechnet werden. In der Auswertung werden für das Ergebnis wichtige Parameter (z.B. einzelne Lebenswegabschnitte oder Wirkungskategorien) identifiziert, es folgen Konsistenz-, Vollständigkeits- und Sensitivitätsanalysen. Weiterhin werden aus den Ergebnissen einer Sachbilanz und/oder einer Wirkungsabschätzung in Übereinstimmung mit der Zielstellung und dem Untersuchungsrahmen, Empfehlungen und Entscheidungshilfen diskutiert und zusammengefasst sowie Erkenntnisse gezogen.

Tabelle 3.12: Überblick über Methoden zur Wirkungsabschätzung im Rahmen von Ökobilanzen

METHODE ANWEN-

DUNG NACH

GLIEDERUNG BEWERTUNG AGGREGATION DER ERGEBNISSE

ABC-ANALYSE SB1 medienspezifisch anwendungsspezifisch, Bewertungsraster

verbal-argumentativ

IMMISSIONS-GRENZ-WERTMETHODE

SB medienspezifisch Schwellenwert, Gewichtung, mit Grenzwerten

vier Kennzahlen: Abfall, Energie, Wasser, Luft

STOFFFLUSS-METHODE SB medienspezifisch ökologische Knappheit

eine Kennzahl: Umwelt-belastungspunkte

EPS-METHODE SB medienspezifisch Analyse der Zahlungsbereitschaft (willingness-to-pay)

eine Kennzahl: Monetärer Wert

TELLUS-METHODE SB medienspezifisch Vermeidung der Kosten eine Kennzahl: Monetärer Wert

MATERIAL-INTENSITÄT PRO SERVICEEINHEIT (MIPS)

SB Ressourcen-verbrauch (Input) Materialinputs eine Kennzahl:

Material-Input

KUMULIERTER ENERGIEAUFWAND SB Energieaufwand

(Input) Energieverbrauch eine Kennzahl: Energie-Input

CML-NSAEL WA2 wirkungsspezifisch, 14 Kategorien

Normalisierung, Distance-to-target

eine Kennzahl: Umwelt-Index

CML-MET WA wirkungsspezifisch, 14 Kategorien

Normalisierung (Welt), Umweltpolitikziele

CML-PANEL WA wirkungsspezifisch, 14 Kategorien

Normalisierung, Personenkreis

ECO-INDICATOR 95 (ÖKOPUNKTE) WA wirkungsspezifisch,

9 Kategorien Normalisierung (Europa)

ECO-INDICATOR 99 (ÖKOPUNKTE) WA wirkungsspezifisch,

11 Kategorien Normalisierung (Europa)

drei Kennzahlen: Umwelt-Index

UBA-METHODE WA wirkungsspezifisch, 10 Kategorien

Normalisierung (Deutschland), Umweltrelevanz

verbal-argumentativ

EDIP-METHODE WA wirkungsspezifisch, 14 Kategorien

Normalisierung in PE (Person-Equivalents)

1 SB – Sachbilanz; 2 WA – Wirkungsanalyse Quelle: Eigene Zusammenstellung nach Stahl (1998), Lang-Koetz et al. (2006)

3.4.2.2. Bisherige Anwendung in der Wirtschaft Ökobilanzen finden ihre direkte Anwendung in der Entwicklung und Verbesserung von Produkten, bei einer strategischen Planung, bei politischen Entscheidungsprozessen, im Marketing und bei anderen Bewertungen, wie bei der Entscheidung für Entsorgungsverfahren (z.B. (Mit)-Verbrennung von Abfällen,

Verwertung), Energieversorgungssystemen, Behandlung von Abwasser- und Klärschlamm und Transport (UBA 1999, IFEU 2007b). In der Abfallwirtschaft haben sich die Ökobilanzen zur Bewertung von Umweltauswirkungen von Entsorgungssystemen wegen ihrer Systematik und ihres ganzheitlichen Ansatzes zu einer breit akzeptierten Methode entwickelt (Kirkeby et al. 2006). Die Ökobilanzen werden v.a. auf regionaler und kommunaler Ebene zur Bewertung von Entsorgungswegen (ohne Berücksichtigung von Abfallreduzierung am Ort der Entstehung) seltener auf nationaler Ebene oder für einzelne Anlagen angewandt (Cleary 2009).

3.4.2.3. Stärken und Schwächen der Ökobilanzmethode

Den politischen Entscheidungsträgern kann zum einen das naturwissenschaftliche Wissen für eine Bewertung fehlen und zum anderen könnten diese durch die Fülle von zu verarbeitenden Informationen überfordert sein. Ein vereinfachtes und auf ein wesentliches Problemfeld (z.B. Schadstoffemissionen) beschränktes Bewertungsinstrument kann die Einschätzungsaufgabe erheblich erleichtern (Gebler 1990). Zu den Stärken der ÖBM sind folgende Punkte zu nennen (s. Tabelle 3.13):

• eine umfangreiche Zusammenfassung der Emissionen und die daraus resultierenden Umweltauswirkungen

• eine kritische Prüfung, die als praktizierte Beteiligung von unabhängigen Experten verstanden wird. Diese Experten-Arbeit kann von Vertretern der interessierten Kreise beratend unterstützt werden.

• die vergleichbaren Aussagen zwischen EA

Zu den Schwächen innerhalb der ÖBM gehören folgende Aspekte (s. Tabelle 3.13): • Zwang zur Festlegung eines definierten Untersuchungsrahmens (z.B.

Berücksichtigung des Abraums, welcher bei der Gewinnung von Rohstoffen entsteht oder doch nicht)

• Allokationen (bei Produkten mit mehreren Lebenszyklen wie z.B. Pfandflaschen teilen sich die Umweltauswirkungen der Primärproduktion auf die einzelnen Lebenszyklen auf)

• Interpretation der Ergebnisse o Zuordnung von potenziellen Umweltauswirkungen immer auf eine

Referenzeinheit (funktionelle Einheit) (Das Ergebnis kann nicht als eine Voraussage von absoluten oder genauen Umweltauswirkungen dienen, sondern stellt nur einen relativen Wert dar)

o Wahl einer Methode zur Wirkungsabschätzung für dieselben Produkte bzw. Verfahren (Daraus ergibt sich die Unvergleichbarkeit der Ergebnisse)

o Subjektivität der Gewichtung (und fehlender wissenschaftlichen Konsens) (Daraus kann eine bewusste Lenkung der Ergebnisse resultieren)

o Aggregation der Ergebnisse und eine dadurch bedingte Unverständlichkeit der Vorgehensweise für Laien (somit sind entsprechende Vorkenntnisse empfehlenswert)

• Großer Zeit- und Datensammlungsaufwand bzw. die erforderliche Aktualität einer Ökobilanz (die auf die Anwender überfordernd wirken kann)

Tabelle 3.13: Stärken und Schwächen der Ökobilanzmethode

STÄRKEN SCHWÄCHEN

eine normierte Vorgehensweise komplexe Erfassung durch ein Produkt Prozess oder Verfahren verursachter Emissionen und Abschätzung der Umweltauswirkungen nachvollziehbare Vergleichbarkeit der untersuchten Alternativen aufgrund von Ergebnissen der Wirkungsabschätzung

Relativität der Ergebnisse durch Festlegung von Untersuchungsrahmen, funktioneller Einheit und Einbeziehung von Wiederverwendung und Verwertung umständliche Zuordnung der Emissionen zu einem einzigen Produkt (Allokationsproblematik) Interpretation der Ergebnisse, immer bezogen auf eine Referenzeinheit, keine absoluten Aussagen Berücksichtigung des Zeitfaktors erhebliche Ergebnisvariation je nach angewandter Wirkungsabschätzungsmethode

Quelle: Eigene Darstellung nach Grassinger / Salhofer (2000), Morrisey / Browne (2004), Hermann et al. (2006), Winkler / Bilitewski (2007)

3.4.3. Die Nutzwertanalyse

3.4.3.1. Beschreibung und Ablauf Die NWA wird als eine Bewertungsmethode zur systematischen Entscheidungsvorbereitung bei der Auswahl von Projektalternativen bezeichnet (Bechmann 1976). Bei der NWA nach Zangemeister (1970) und Maus (1979)12 werden die Konsequenzen aus den vorgesehenen Maßnahmen als Wertvorstellung oder Präferenzen (Nutzwerte) des Entscheidungsträgers 12 Bechmann 1978 nennt sie später Nutzwertanalyse der 1. Generation.

dargestellt. Zur Ermittlung von Nutzwerten werden die Bewertungskriterien definiert. Das Maß, in dem dieses Kriterium erfüllt wird, multipliziert mit dem Gewichtungsfaktor des Kriteriums ergibt das Summenprodukt aus Teilnutzwerten, i.e. den zu ermittelnden Nutzwert (s. Tabelle 3.15). In den Entwicklungen von Bechmann (1978, 1980) wurde eine subjektive Bewertung aufgrund unzureichender inhaltlicher Begründung für Kriterienauswahl, Gewichtungen, Messskalen und Addition der Teilnutzwerte kritisiert. Als Folge entwickelte Bechmann (1978, 1980) die Nutzwertanalyse der 2. Generation.

In diesem Ansatz werden ebenfalls die Bewertungskriterien definiert, jedoch wird darauf verzichtet, ein quantitatives Maß der Erfüllung des Bewertungs-kriteriums festzulegen (kardinale Bewertung). Stattdessen wird jeder Alternative eine Note aus einer Werteskala gegeben (ordinale Bewertung).

Die Erarbeitung einer Werteskala dient zur Beurteilungsmessung. Dafür kann eine aus der empirischen Sozialforschung allgemein anerkannte Likert-Skala angewandt werden. Das von Likert (Likert 1932, zitiert in: Diekmann 2003) vorgeschlagene Verfahren (i.e. „Technik der summierten Einschätzungen“) ist wegen der Einfachheit und der praktischen Brauchbarkeit in der Sozialforschung beliebt. Die befragte Person soll hierbei zu jeder Frage den Grad ihrer Zustimmung / Ablehnung auf einer 5-Punkte-Antwortskala zum Ausdruck bringen (s. Tabelle 3.14). Tabelle 3.14: Allgemeine Einstufung in einer Likert-Skala

GRAD DER ZUSTIMMUNG/ABLEHNUNG ANTWORT AUF FRAGE stimme

stark zu stimme zu teils/teils (unentschieden)

lehne ab

lehne stark ab

Antwort bei Zustimmung 5 4 3 2 1

Antwort bei Ablehnung 1 2 3 4 5 Quelle: Schnell et al. (2005)

Auf diese Weise entsteht eine sog. Ranking-Skala („Schätzskala“). Diese hat Antwortvorgaben, die den Grad der Zustimmung und Ablehnung anzeigen.

Jede Antwortvorgabe ist dabei numerisch codiert. Bei der Antwortangabe: „stimme zu“ als Ablehnung zu einer Frage wird der Wert 2 zugewiesen (s. Tabelle 3.14). Dieses Vorgehen wird jeweils für alle Fragen in dem Fragebogen wiederholt und die Messung eines Items genannt. Die Messung der Antworten mit der Likert-Skala dient hier zur Zuweisung von Indikatorwerten.

In einem Aggregationsschritt werden mehrere Bewertungskriterien zusammengefasst und wiederum jeder Alternative bezüglich mehrerer

Bewertungskriterien Punkte gegeben. Im Endeffekt wird die relativ beste Alternative ausgewählt (Bechmann 1978, 1980). Unter der Annahme, dass der Entscheidungsträger die Alternativen bevorzugt, die für ihn von größtem Nutzen sind, stellt die Nutzwertanalyse eine Methode zur Ableitung einer Rangordnung von Handlungsalternativen dar. Die Nutzwertanalyse wird vorwiegend als Hilfsmittel für Entscheidungen und weniger als mögliches Mess- und Klassifizierungsmittel betrachtet (Eekhoff et al. 1981). Tabelle 3.15: Allgemeiner Ablauf einer Nutzwertanalyse

Schritt-1 Formulierung von Zielen

Feststellung, welche Kriterien K1, …Kn für eine Projektentscheidung wichtig sind – Finden von K.O.-Kriterien – die Muss-Kriterien können durch Soll-Kriterien ergänzt werden, deren Erfüllung erwünscht, aber nicht notwendig ist

Schritt-2 Gewichtung der Ziele

Die einzelnen Soll-Ziele sind zu ordnen – möglich ist auch eine Systematisierung in Form von Oberzielen und Unterzielen Den Zielen werden Gewichtungsfaktoren g1…gn zugeordnet (Multiplikatoren von 1, wenig wichtig bis 5, sehr wichtig oder Prozentangaben)

Schritt-3 Punktvergabe Hier werden die vorhandenen Alternativen A1,…Am in Bezug auf die Zielkriterien bewertet; d.h. wie gut oder schlecht die jeweilige Alternative das Zielkriterium k11,…kij….Knm erfüllt (d.h. Zielerfüllungsgrad e11,…, en, enm); Diese Bewertung kann mit unterschiedlichen Bewertungssystemen durchgeführt werden; z.B.: Punktwerte - Skalensystem: 10 (sehr gut) bis 1 (sehr schlecht) Ranking: Platz 1 bis Platz n Schulnoten: 1 (sehr gut) bis 6 (ungenügend)

Schritt-4 Ergebnis-ermittlung

Aus der Multiplikation der Gewichtungsfaktoren der Ziele mit dem entsprechenden Erfüllungsgrad der jeweiligen Alternative ergeben sich einzelne Teilnutzwerte; Die Summe der Teilnutzwerte Nij nach der Formel Nij = gi • eij wiederum ergibt den Gesamtnutzwert einer Alternative. Die Alternative mit dem höchsten Gesamtnutzwert wird dann umgesetzt. Bei Bedarf kann eine Sensitivitätsanalyse durchgeführt werden.

Quelle: Eigene Zusammenstellung nach Zangemeister (1971), Kunze et al. (1974), Scheller (1974), Dierkes / Bruch (2008a); vgl. auch Anhang 12-19 mit NWA-Bewertungsmatrix

3.4.3.2. Bisherige Anwendung in der Wirtschaft Die NWA als multikriterielles Verfahren findet ihre Anwendung in verschiedenen Bereichen der Wirtschaft. Sie wird besonders oft im technischen Ausbau, im Verkehrswesen, in der öffentlichen Planung, in der Stadt- und Regionalplanung, bei

Prozess- und Organisationsoptimierungen und letztendlich im Umweltschutz zur Projektbewertung genutzt. Die Zusammenfassung der bisherigen Anwendungen im Anhang 12-20 gibt einen Überblick und einen repräsentativen Querschnitt über wesentliche Anwendungsbereiche. Die hier aufgezeigte multiple Anwendbarkeit rechtfertigt den Einsatz für andere, durch mehrfache Zielsetzungen gekennzeichnete Entscheidungssituationen. Im Bereich Entsorgung wurde die Methode bei der Bestimmung des relativ besten bekannten Sammel- und Transportsystems angewandt (Schweitzer 1995).

3.4.3.3. Stärken und Schwächen der NWA Die Nutzwertanalyse zeichnet sich durch eine Reihe von Stärken aus:

• Durch die Vergleichbarkeit von Alternativen -unter Berücksichtigung der auf die Bedürfnisse des Entscheidungsträgers abgestimmten Anforderungskriterien- schafft sie einen besseren Überblick und eine objektivere Entscheidungsgrundlage.

• Eine der Stärken der Nutzwertanalyse liegt auch in der besseren Transparenz und Nachvollziehbarkeit der Entscheidungsfindung. Das beruht darauf, dass die Kriterien und Argumente, welche letztendlich eine Entscheidung bestimmen, einer genauen Prüfung unterzogen werden. Dies führt oftmals während des Entscheidungsprozesses zu neuen Erkenntnissen. Die Konzentration auf die wirklich entscheidenden Faktoren schafft Klarheit.

• Aufgrund von Zahlendarstellungen wird darüber hinaus eine Vergleichbarkeit erleichtert, die ohne diese Methode nicht gegeben ist.

Diese Bewertungsmethode hat jedoch auch Schwächen:

• Durch die systematische Vorgehensweise und die Bewertung anhand eines Zahlenwerts wird eine vermeintliche Entscheidungssicherheit in der Form suggeriert, dass die gewählte Alternative die richtige ist und sich der erhoffte Erfolg einstellen wird. Diese Sicherheit ist trügerisch, da der Erfolg besonders bei der Entscheidungsumsetzung von einer Vielzahl anderer Faktoren abhängig ist.

• Sind mehrere Personen am Entscheidungsprozess beteiligt, ist zuerst eine Einigung über die Anforderungskriterien und deren Gewichtung zu erzielen. Dies kann mitunter schwierig sein. Die Ziele der Entscheidungsträger müssen eindeutig definiert werden, um Konflikte bei der Entscheidung zu vermeiden.

• Die Gewichtung der Anforderungskriterien durch den Entscheidungsträger kann und wird subjektiv erfolgen und damit je nach Gewichtung/Bewertung zu anderen Resultaten führen (SEPK 1978, Kunze et al. 1974).

Die NWA ist trotz ihrer Schwächen ein handhabbares Bewertungsinstrument und besonders gut geeignet für die Vorhabensbewertung von komplexen öffentlichen Fragestellungen, bei denen qualitative, quantitative, monetäre und nicht-monetäre Faktoren von Bedeutung sind. Damit ist die NWA ein wertvolles und anpassbares Entscheidungsinstrument zur Evaluierung einer Rangordnung (s. Tabelle 3.16). Tabelle 3.16: Stärken und Schwächen der Nutzwertanalyse

STÄRKEN SCHWÄCHEN Flexibilität des Zielsystems Anpassung an eine große Zahl spezieller Erfordernisse direkte Vergleichbarkeit einzelner Alternativen und Kriterien Systematisierung von Auswahlentscheidungen Formulierung beliebig vieler (quantitativer, qualitativer, monetärer und nicht-monetärer) in die Bewertung eingehender Kriterien einfacher Aufbau und einfache Berechnung nachvollziehbare Vorbereitung eines Entscheidungsmodells für verschiedene Gremien Berücksichtigung von Präferenzunterschieden durch explizite Gewichtung der Kriterien

Subjektivität der Gewichtung und Wertung willkürliche Konstruktion der Nutzenfunktion für eine mögliche Ergebnismanipulation hoher Zeit- und Arbeitsaufwand bei Ableitung der Kriterien in mehrdimensionalen Verfahren keine tragfähige theoretische Begründung bei der Aufstellung des Zielsystems und den daraus abgeleiteten Bewertungskriterien direkte Einchätzung der Erfüllungsfaktoren, oft ohne Angabe der Kriterienausprägungen

Quelle: Eigene Zusammenstellung nach Kunze et al. (1974), Aschenbrenner (1979), Eekhoff et al. (1981), Eberle (1981), Zangemeister (1993), Baltrusch (2000), Wagner / Arnold (2006)

3.4.4. Die Promethee Methode

3.4.4.1. Beschreibung und Ablauf Die Multikriterielle Entscheidungsanalysen (MKEA) werden in der Entscheidungsunterstützung bei Mehrfachzielsetzung angewandt. Ruhland (2004) unterscheidet wiederum die MKEA (engl.: Multi Criteria Decision Making; ohne Anspruch auf Vollständigkeit und Eindeutigkeit wegen der Überschneidung von Methodenvarianten) für stetige Lösungsräume (engl.: Multiple Objective Decision Making) und für diskrete Lösungsräume (engl.: Multiple Attribute Decision Making). Die MKEA-Verfahren werden in der Abbildung 3.4 dargestellt. MKEA für stetige Lösungsräume werden auch als Vektoroptimierungsmodelle bezeichnet (Ruhland 2004). Diese Verfahren dienen als Berechnungstools unter definierten Nebenbedingungen einer unbekannten optimalen Lösung, oder wählen eine bekannte Alternative aus, die einer optimalen Lösung möglichst nahe kommt (Zimmermann / Gutsche 1991). Für solche Problemstellungen wurden im Rahmen von Operations Research mathematische Lösungswege gefunden. Beispiel dafür ist die Simplex-Methode als Bestandteil der Linearen Programmierung (Ruhland 2004).

Bei den MKEA für diskrete Lösungsräume (in Anlehung an den englischen Begriff als multiattributive Entscheidungsverfahren bezeichnet) ist die Menge der zulässigen Handlungsalternativen vorbestimmt. Eine optimale Alternative wird somit aus den bekannten gewählt. Das Entscheidungsproblem wird anhand einer Matrix mit Zeilen für Handlungsalternativen und Spalten für die zu berücksichtigenden Kriterien dargestellt (Ruhland 2004). Rechenbeispiele für multiattributive Entscheidungsverfahren sind Electre (ELimination Et Choice Translation REality) und Promethee (Preference Ranking Organisation METHod for Enrichment Evaluation) (Brans et al. 1986).

Abbildung 3.4: Überblick über Verfahren des MKEA-Verfahrens Quelle: Eigene Darstellung in Anlehnung an Ruhland (2004)

Die Promethee Methoden (I bis VI)13 entstanden vor allem aus der Kritik an den Electre Methoden, die zu komplex für Entscheidungsträger sind (lt. Geldermann /

13 Promethee Methode I und II dienen zur partiellen und vollständiger Bestimmung der Rangordnung der Alternativen. Promethee Methode III und IV sind Erweiterungen der Promethee und werden hier nicht näher betrachtet. Promethee Methode V wird bei mehrfacher Auswahl von Alternativen bei Einschränkungen angewandt. Bei weichen Gewichtungen (mit bekannter Gewichtungsspanne) wird die Promethee Methode VI (sog. „Human brain“) eingesetzt (Figueira et al. 2005).

Rentz 1999). Auf eine detaillierte Darstellung der Electre Methode wird deshalb verzichtet. Die Promethee Methode ist ein Verfahren zur Ermittlung der Rangordnung der Alternativen hinsichtlich einzelner Kriterien. Diese Rangordnung wird durch die Berechnung des Nettoflusses aus den Alternativen ermittelt (Brans et al. 1986) und weiter im Text erläutert. Die Promethee Methode basiert auf dem Grundgedanken, dass der Entscheider

• für jedes Kriterium kj eine spezielle Präferenzfunktion „…P…“ definieren kann, welche die Intensität einer Präferenz für dieses Kriterium beim Vergleich zweier Alternativen darstellt (vgl. Brans / Vincke 1985),

• für alle Kriterien kj je einen Gewichtungsfaktor wj definiert, der die Stärke des Kriteriums kj gegenüber anderen Kriterien darstellt. Bei der Gleichgewichtung aller Kriterien gilt: kwk

1= (Ruhland 2004). Es gilt:

{ }TaaA ,....,: 1= Menge der Alternativen at (t=1,….,T)

{ }KkkK ,....,: 1= Menge der Kriterien kj (j=1,….,K)

( )wj ak der für die Alternative aw ermittelte Wert des Kriteriums kj

( ) ( )zjwj akakd −= für jedes Kriterium kj stellt d die Differenz der Kriterienwerte bei paarweisem Vergleich der Alternativen dar.

))()(()( zjwjmm akakPdP −=Präferenzfunktion beschreibt numerische Bevorzugung einer Alternative aw hinsichtlich einer Alternative az bei der Betrachtung des Kriteriums kj

Nach Ruhland (2004) wird „die Präferenz Pm einer Alternative aw gegenüber einer anderen Alternative az hinsichtlich eines Kriteriums kj als Funktion der Differenz der Kriterienausprägungen ausgedrückt“. Je größer der Unterschied einer Kriterienausprägung ist, desto stärker wird der Vorzug einer Alternative gegenüber einer anderen gegeben. Pm(d) ist eine nicht abnehmende Funktion, die bei negativen Werten von d=kj(aw)-kj(az) den Wert 0 annimmt (Brans et al. 1986). Die Präferenzfunktion wird eingeführt, um unterschiedlich dimensionierte Kriterien mittels dieser Funktion vergleichen zu können.

[ ]1;0)( ∈dPm Wie aus der angegeben Formel ersichtlich ist, liegen die Präferenzwerte zwischen „0“ und „1“, Intervall [0;1] genannt:

„…0…“ bedeutet dabei „…Indifferenz…“ und „…1…“ - „…strikte Präferenz…“.

Alle Werte dazwischen lassen sich als „schwache Präferenz“ interpretieren.

Weiterhin sind nach Brans et al. (1986) die Schwellenwerte „…p…“ (Präferenzschwelle) und „…q…“ (Indifferenzschwelle) vom Entscheidungsträger zu definieren (s. Abbildung 3.5, Typ 5). Diese Werte können empirisch, z.B. über Fragebögen und/oder Untersuchungen, erfasst werden.

• Liegt die Differenz zweier Kriterienwerte unterhalb des Wertes q, bleiben die Alternativen indifferent.

• Steigt die Differenz linear an, steigt auch der Vorzug einer Alternative gegenüber einer anderen an.

• Überschreitet die Differenz den Wert p, wird eine Alternative strikt vorgezogen.

Brans et al. (1986) schlagen zur Erleichterung der Modellierung nun sechs verallgemeinerte Kriterien (gewöhnliche Kriterien, Quasi-, Stufen-, Gaußsches, mit linearer Präferenz und mit Indifferenzbereich), die durch zugehörige Präferenzfunktionen „…P…“ definiert werden und unterschiedliche Präferenzvorstellungen des Entscheidungsträgers ausdrücken (s. Abbildung 3.5).

⎩⎨⎧

>⇒<=⇒

=)Pr(01

)(00)(

äferenzstriktedzIndifferend

dPm ⎩⎨⎧

>⇒<=⇒

=)Pr(1

äferenzstriktepdzIndifferenpd

dP⎪⎩

⎪⎨

<=<⇒=

)Pr(0)(

äferenzstriktepd

äferenzschwachepdpd

⎪⎩

⎪⎨

>⇒<=<⇒

<=<⇒=

)Pr(1)Pr(5,0

)(00)(

äferenzstriktepdäferenzschwachepdq

zIndifferenqddPm

⎪⎪⎩

⎪⎪⎨

<=<⇒−−

äferenzstriktepd

äferenzschwachepdqqpqd

zIndifferenqd

dPm { eedP xm += 1/)(

Abbildung 3.5: Liste der Präferenzfunktionen mit Beschreibung in der Promethee Methode Quelle: Brans et al. (1986), Huylenbroeck (1995)

Die vordefinierten Funktionen sollten für die meisten Problemstellungen genügen. Allerdings können bei Bedarf weitere Präferenzfunktionen vom Entscheidungsträger definiert werden. Beispiel für das Stufenkriterium:

• In abfallwirtschaftlichen Fragestellungen kann das Kriterium mit linearer Präferenz und Indifferenzbereich (Typ 4) zur Beschreibung direkter Kosten innerhalb eines Entsorgungssystems verwendet werden.

• Gewählte Schwellenwerte q und p entsprechen der Differenz der Kriterienwerte. Wenn ein Kriteriumswert < 5% (q=5%), bleibt der Entscheider indifferent.

• Steigt der Unterschied zwischen Kriterienwerten < 5% < 20% (Kostenzuwachs), hat der Entscheider eine schwache Präferenz.

• Übersteigt die Differenz der Kriterienwerte 20% (p=20%), wird eine Alternative gegenüber der anderen vom Entscheidungsträger bevorzugt.

Weiterhin wird die Relation (Outranking-Relation), π(at,at’), Präferenzindex genannt, eingeführt. Präferenzindex stellt ein Maß für die Stärke bzw. die Schwäche einer Alternative aw

im Vergleich zu az (bei gleichzeitiger Betrachtung aller Kriterien) dar.

π wird folgendermaßen definiert:

( )⎩⎨⎧

−⋅∑=

jzjwjjzw akakPwaa

))()((,: ππ

In den nächsten Schritten werden berechnet: Ausgangsfluss Φ+, welcher ein Maß für die Stärke (Dominanz) einer Alternative aw

gegenüber allen weiteren Alternativen darstellt: ),(

wzwww aa

ma ∑

−=Φ π

Eingangsfluss Φ-, welcher ein Maß für die Schwäche (Subdominanz) einer Alternative aw gegenüber allen weiteren Alternativen darstellt:

wzzzw aa

ma ∑

−=Φ π

Die Vorgehensweise der Promethee Methode wird zusammengefasst in der Tabelle 3.17 dargestellt.

Tabelle 3.17: Vorgehensweise einer Promethee Methode

Schritt-1 Zuordnung einer geeigneten Präferenzfunktion zu jedem Kriterium und Festlegung der Parameter p und q

Schritt-2 Festlegung, welche Kriterien zu maximieren und welche zu minimieren sind Schritt-3 Festlegung Gewichtungsfaktoren wj für alle Kriterien kj

Schritt-4 Berechnung des Präferenzindex π(aw, az) für alle Alternativen Aaa zw ∈,

Schritt-5 Berechnung des Ausgangsflusses Φ+ und des Eingangsflusses Φ- zur Bestimmung einer partiellen Ordnung der Alternativen (Promethee I) Die Grundlage solcher partiellen Ordnung bilden folgende Vergleiche: awP+az wenn gilt: )()( zw aa ++ Φ>Φ

awP-az wenn gilt: )()( zw aa −− Φ<Φ

awI+az wenn gilt: )()( zw aa ++ Φ=Φ

awP-az wenn gilt: )()( zw aa −− Φ=Φ

Schritt-6 Berechnung vollständiger Ordnung (Promethee II) )()()( www aaa −+ Φ−Φ=Φ

Promethee II ermittelt über den Nettofluss Φ eine vollständige Ordnung: awPaz wenn gilt: )()( zw aa Φ>Φ

awIaz wenn gilt: )()( zw aa Φ=Φ

awP+az bedeutet beispielsweise, dass Alternative aw gegenüber az hinsichtlich des Ausgangsflusses Φ+

präferiert wird, da aw weniger durch andere Alternativen dominiert wird als az. Quelle: Brans et al. (1986), Zimmermann / Gutsche (1991) in: Ruhland (2004) Das Ergebnis der Promethee Methode wird als Outranking-Graph veranschaulicht, welcher eine partielle Rangfolge (Promethee I) oder eine vollständige Ordnung der Alternativen darstellt (Promethee II).

• Die partielle Rangfolge der Alternativen mit Promethee I ergibt sich aus Unvergleichbarkeit der Alternativen.

• Zwei Alternativen sind dann nicht zu vergleichen, wenn sowohl die Stärken wie auch die Schwächen einer Alternative größer sind als die Stärken bzw. die Schwächen der anderen Alternative.

• Promethee II ermittelt hingegen eine vollständige Ordnung der Alternativen. Durch die Ermittlung des Eingangs-, Ausgangs- und Nettoflusses der Alternativen wird dann die Ergebnisermittlung transparenter (Ruhland 2004).

Die Promethee Methode kann zum einen um das GAIA (Geometrical Analysis for Interactive Assistance) Modul zur grafischen Darstellung der Konflikte zwischen einzelnen Kriterien und zum anderen durch die Darstellung der Auswirkungen von Gewichtungen (Reihung von Alternativen) ergänzt werden (Ruhland 2004). Der Methodenvorgang wird anhand eines Beispiels in der Abbildung 3.6 erläutert.

Der Ausgangspunkt der Promethee Methode ist eine Datenmatrix, in der alle zu bewertenden Alternativen durch eine Reihe von Kriterien charakterisiert werden (s. Tabelle I).

Tabelle I: Datenmatrix Alternative / Kriterium

A1 A2 A3 A4

K1 5 3 4 2 K2 8 12 15 0 K3 9 4 8 2 K4 5 10 3 1

Im Folgenden werden die Alternativen zunächst in Bezug auf jedes einzelne Kriterium paarweise verglichen. Das Ergebnis dieses Vergleichs wird anhand einer sog. Präferenzfunktion in einen Zahlenwert umgesetzt. Per Definition liegt dieser Wert zwischen Eins und Null (Intervall [0;1]). Die Präferenzfunktion legt dabei numerisch die Bevorzugung einer Alternative A1 gegenüber einer anderen Alternative A2 unter einem bestimmten Kriterium Kj fest. Eine maximale Bevorzugung entspricht dem Zahlenwert 1. Berechnungsbeispiel: K1 – K2 = 5 – 3 = 2 > 0 → lokale Präferenz = 1 K2 – K1 = 3 – 5 = -2 < 0 → lokale Präferenz = 0 Werden nur die Zahlenwerte Null und Eins vergeben, so liegt eine harte Präferenzfunktion (z.B. gewöhnliches Kriterium) vor, für die gilt:

021≤− jAjA KK → daraus folgt 0=ikP

021>− jAjA KK → daraus folgt 1=ikP

ikP = Präferenz einer Alternative A1 gegenüber A2 unter dem Indikator Kj

1jAK bzw. 2jAK− = Zahlenwerte aus der Datenmatrix der Alternative A1 und A2 dem Kriterium Kx

Anstelle einer solchen harten Präferenzfunktion kann auch eine weiche Präferenzfunktion (z.B. Kriterium mit linearer Präferenz und Indifferenzbereich) verwendet werden. Dazu muss die Wertspanne (p,q) bestimmt werden, die festlegt, ab wann die minimale Präferenz (=0) und ab wann die maximale Präferenz (=1) zu gelten hat. Für die Werte zwischen der definierten Wertspanne werden Präferenzwerte entsprechend der eingesetzten Funktion vergeben. Durch den paarweisen Vergleich der Alternativen in Bezug auf jedes einzelnes Kriterium werden die sog. lokalen Präferenzmatrizen erhalten (s. Tabelle II).

Tabelle II: Lokale Präferenzen K1 K2 K3 K4 A1 A2 A3 A4 A1 A2 A3 A4 A1 A2 A3 A4 A1 A2 A3 A4 A1 - 1 1 1 - 0 0 1 - 1 1 1 - 0 1 1 A2 0 - 0 1 0 - 0 1 0 - 0 1 1 - 1 1 A3 0 1 - 1 1 1 - 1 0 1 - 1 0 0 - 1 A4 0 0 0 - 0 0 0 - 0 0 0 - 0 0 0 -

Aus diesen Präferenzen wird eine globale Präferenzmatrix erstellt. Dabei ist es möglich, den einzelnen Kriterien Gewichte zuzuordnen, deren Summe stets 1 ergeben muss. Werden alle Kriterien gleichrangig betrachtet, so erhält jedes das gleiche Gewicht. Die globalen Präferenzen werden errechnet, indem die Zahlenwerte der lokalen Präferenzmatrizen mit dem Gewicht des jeweiligen Kriteriums multipliziert und anschließend addiert werden. Im Beispiel aus der Tabelle II wurde jedes der vier Kriterien mit dem Wert 0,25 gewichtet (1/4 Kriterien).

Berechnungsbeispiel für A1 und A2 unter der Annahme einer Gleichgewichtung aller Kriterien (s. Tabelle I, grau):

5,0)25,00()25,01()25,00()25,01(

)()()()( 44332211 2/12/12/12/1

=⋅+⋅+⋅+⋅

=⋅+⋅+⋅+⋅GAAGAAGAAGAA

KKKKKKKK

GAnmAKK j 1/⋅ = lokale Präferenz von Am gegenüber An unter dem Kriterium Kj

GjK = Gewicht G von Kriterium Kj

Tabelle I: Globale Präferenzen nach Gewichtung A1 A2 A3 A4

A1 - 0,5 0,75 1 A2 0 - 0,25 1 A3 0,25 0,75 - 1 A4 0 0 0 -

Für jede Alternative kann nun eine Zeilensumme (Dominanz) und eine Spaltensumme (Subdominanz) errechnet werden (s. Tabelle II). Die Zeilensumme gibt dabei die Dominanz der Alternativen gegenüber der anderen an. Diese Rangfolge zeigt an, welche Alternative die meisten guten Ergebnisse aufweist. Die Spaltensumme gibt an, wie stark die betreffende Alternative von allen anderen dominiert wird, also welche Alternative die am wenigsten schlechten Ergebnisse erzeugt. Eine hohe Dominanz impliziert eine niedrige Subdominanz und umgekehrt. Die Rangfolge der Alternativen aus der Dominanz und Subdominanz muss nicht identisch sein (unterschiedliche Rangfolgen).

Tabelle II: Partielle Ordnung der Alternativen Ausgangsfluss Φ+,

Dominanz (aus Zeilensumme)

Eingangsfluss Φ-, Subdominanz (aus Spaltensumme)

A1 2,25 0,25 A2 1,25 1,25 A3 2 1 A4 0 3

Reihenfolge der Alternativen aus dem: Ausgangsfluss: A1 > A3 > A2 > A4 Eingangsfluss: A4 > A2 > A3 > A1 Die partielle Ordnung der Dominanzen und Subdominanzen wird in eine vollständige Ordnung überführt, indem der Zahlenwert der Subdominanz jeder Alternative von dem ihrer Dominanz subtrahiert wird (s. Tabelle III).

Tabelle III: Vollständige Ordnung der Alternativen Nettoflusses

(Dominanzwert minus Subdominanzwert) A1 2 A2 0 A3 1 A4 -2

Reihenfolge aus dem Nettofluss: A2 > A3 > A2 > A4

Abbildung 3.6: Beispiel des Berechnungsvorgangs in der Promethee Methode Quelle: Eigene Berechnung in Anlehnung an Simon (2002)

3.4.4.2. Bisherige Anwendung in der Wirtschaft In den letzten Jahren gewinnt die Anwendung der Promethee Methode aufgrund ihrer Einfachheit und Möglichkeit zum Vergleich verschiedener Alternativen mit unterschiedlich dimensionierten Kriterien an Bedeutung.

Das Promethee Verfahren wird im Umwelt-, Energie-, Wasser-, Business- und Finanzmanagement sowie in Chemie-, Logistik-, Transport-, Produktion-

und Anfertigungsbereichen eingesetzt. Die Methode wird sowohl in Kombination mit anderen multikriteriellen Verfahren (z.B. AHP) als auch mit GAIA Modul angewandt (Behzadian et al. 2009). In der Abfallwirtschaft wurde die Promethee Methode zur Evaluierung der Standorte für Elektroaltgeräte-Recyclinganlagen (Queiruga et al. 2008) und bei der Auswahl eines optimalen Szenarios für Entsorgung von Elektroaltgeräten (Rousis et al. 2008), Altfahrzeugen (Mergias et al. 2007), sowie für Entsorgungssysteme auf regionaler (Vego et al. 2008) und kommunaler Ebene in Drittländern (Kapepula et al. 2007) angewandt.

Zum Vergleich verschiedener Entsorgungsalternativen innerhalb eines Entsorgungssystems auf kommunaler Ebene wurde die Methode bisher nicht benutzt. Andere Beispiele der Anwendung der Methode in abfallwirtschaftlichen Fragestellungen werden im Anhang 12.21 zusammengestellt.

3.4.4.3. Stärken und Schwächen der Promethee Methode Die Promethee Methode kennzeichnet sich durch folgende Stärken:

• Das Präferenzmaß eines Kriteriums kann variabel modelliert werden. • Die Modellierung der Präferenz-Schwellenwerte und der schwachen

Präferenzen vermindert dazu die mit ordinal gemessenen Kriterien verbundene Problematik (Ruhland 2004). Dem Anwender ist damit eine Modellierungsfreiheit überlassen.

• Vordefinierte Präferenzfunktionen verringern deutlich den Arbeitsaufwand. Ein anderer Vorteil der Methode liegt auch darin, dass die partielle Rangordnung der Alternativen in eine vollständige Rangordnung überführt werden kann (Ruhland 2004). Diese Vorteile verkürzen den Leistungsaufwand und ermöglichen trotz offensichtlich unvergleichbarer Kriterien die Ermittlung der besten Alternativen.

Gleichzeitig liegen die Schwächen von Promethee in den folgenden Eigenschaften: • Die Zulässigkeit von Unvergleichbarkeit und Indifferenz, die in realen

Entscheidungssituationen häufig auftretende Phänomene sind (wenn zwei

Alternativen nicht vergleichbar sind), kann zu einer Verletzung der Forderung nach Transivität14 führen (Ruhland 2004).

• Die vordefinierten Präferenzfunktionen dürfen nur genutzt werden, wenn die Differenz zweier Kriterienausprägungen eine sinnvolle Größe darstellt (Keyser / Peeters 1996). Es sei jedoch angemerkt, dass die Differenz zweier Kriterienausprägungen bei einer gegebenen Präferenzfunktion immer gleich stark in das Bewertungsergebnis eingeht, unabhängig vom absoluten Wertebereich.

Tabelle 3.18: Stärken und Schwächen der Promethee Methode

STÄRKEN SCHWÄCHEN

variable Modellierung des Präferenzmaßes eines Kriteriums Verringerung des Arbeitsaufwandes durch vordefinierte Präferenzfunktionen Ermittlung einer Rangordnung der Alternativen optionale Bestimmung von Präferenzen des Entscheidungsträgers durch Gewichtung der Kriterien zueinander direkte Vergleichbarkeit unterschiedlich dimensionierter Kriterien

Verletzung der Forderung nach Transitivität durch Zulässigkeit von Unvergleichbarkeit und Indifferenz Nutzung vordefinierter Präferenzfunktionen bei sinnvoller Größe der Differenz zweier Kriterienausprägungen

Quelle: Eigene Darstellung nach Keyser / Peeters (1996), Ruhland (2004)

14 In der Logik gilt die Transitivität bezüglich der Implikation: Aus A > B und B > C folgt A > C. Hier: Wenn EA- 0 mit EA- 1 und EA- 1 mit EA- 2 nicht vergleichbar sind, folgt nicht, dass EA- 0 mit EA- 2 nicht vergleichbar sind.

Kapitel 4 – Bewertungsverfahren für ein Entsorgungssystem für Haushaltsabfälle

4. BEWERTUNGSVERFAHREN FÜR EIN ENTSORGUNGSSYSTEM FÜR HAUSHALTSABFÄLLE

„Man sollte alles so einfach wie möglich sehen - aber auch nicht einfacher.“

Albert Einstein (1879-1955)

US-schweizerischer Physiker und Nobelpreisträger

In Kapitel 4.1. wird vorerst auf jene wichtigen Anforderungen für kommunale Anwendungen verwiesen, die auch für das gesamte Kapitel 4 von Bedeutung sind. In Kapitel 4.2. erfolgt die Darstellung des Ziels und Ablaufs des Bewertungsverfahrens. Des Weiteren wird in Kapitel 4.3. die Methodik des Verfahrens mit seinen wichtigsten Elementen beschrieben. Es werden dann Annahmen für das Bewertungsverfahren dargestellt (Entsorgungsmodell, betrachtete Bereiche, Bewertungsmethoden und Systemgrenze). In Kapitel 4.4. erfolgt die Darstellung von Inputgrößen mit dem methodenspezifischen Informationsbedarf für die berücksichtigten Bewertungskriterien in Bezug auf die KNA, die ÖBM und die NWA. In Kapitel 4.5. werden die Gewichtungs- und Aggregationsregeln und die mit der Promethee Methode zusammengeführten Outputgrößen der Bewertungsmethoden erläutert. Anschließend wird dann in Kapitel 4.6 auf die modellierten Entsorgungsalternativen eingegangen.

4.1. Anforderungen an Verfahren für die Anwendung in Kommunen Für das Bewertungsverfaren gelten alle Begriffe, Anforderungen und Festlegungen, wie sie bereits in Kapitel 3 beschrieben wurden (s. Tabelle 4.1).

Tabelle 4.1: Überblick über Anforderungen an das Bewertungsverfahren und dessen Elemente

BEWERTUNGSVERFAHREN + DESSEN ELEMENTE ANFORDERUNGEN

Bewertungsverfahren

methodische: Vollständigkeit, Integrierbarkeit neuer Kriterien, entsprechende Aufbereitung von Daten, Genauigkeit und Validität, Robustheit des Ergebnisses, Erweiterbarkeit des Bewertungsverfahrens anwenderbezogene: Transparenz, Nachvollziehbarkeit und Objektivität, Klarheit der Begriffsformulierung, Praktikabilität und Wirtschaftlichkeit, Einfachheit der Alternativenerstellung, Eindeutigkeit

Bewertungsmethoden Intersubjektivität, Reliabilität, Validität, Wert- und Sachelemententrennung, Strukturkonsistenz, Transparenz und Nachvollziehbarkeit, Angemessenheit des Aufwandes, Durchführbarkeit einer Sensitivitätsanalyse

Bewertungskriterien Eindeutigkeit, Messbarkeit, Überschneidungsfreiheit, Unabhängigkeit, Hierarchiebezogenheit, Unterschiedlichkeit, Nutzensunabhängigkeit

Indikatoren

wissenschaftliche: Relevanz, Reproduzierbarkeit der Ergebnisse, Nachvollziehbarkeit der Aggregation, Datenqualität und Transparenz funktionale: Eignung zur Erfassung von Trends, Frühwarnfunktion, internationale Kompatibilität, Bezug auf bestimmten geogr. Anwendungsbereich Sensitivität anwenderbezogene: Zielbezug, Verdichtung von Daten, politische Steuerbarkeit und Kontrollierbarkeit, Verständlichkeit für alle Entsorgungsteilnehmer, Übertragungsmöglichkeit der Werte in die Praxis, Einfachheit der Formulierung, Messbarkeit praktische: Datenverfügbarkeit und vertretbarer Aufwand, Möglichkeit regelmäßiger Aktualisierung, Flexibilität der Anwendung

Datenqualität Gültigkeit, Präzision, Vollständigkeit, Konsistenz, Zuverlässigkeit der Datenquellen, Sicherheit der Information

4.2. Anwendungsziel und Ablauf des Bewertungsverfahrens für Entsorgungssysteme

4.2.1. Hintergrund und Anwendungsziel Aufgrund fehlender Instrumente (s. Kapitel 3.3.3) für eine systematische, umfassende Evaluierung von Entsorgungssystemen und wegen relativ vergleichbarer Rahmenbedingungen in allen EU-Staaten soll das hier entwickelte Bewertungsverfahren als ein universelles Hilfsmittel bei kommunalen, abfallwirtschaftlichen Problemstellungen einsetzbar sein. Damit wird ein Handlungsrahmen geschaffen, der von europäischen Kommunen allgemein genutzt

werden kann, um die eigene Entsorgungssituation in Bezug auf Haushaltsabfälle zu bewerten und zu optimieren. Über die dadurch ermöglichte Einschätzungsverbesserung des zu beurteilenden Entsorgungssystems allgemein wird auch eine umweltgerechte und höhere Effizienz der Abfallwirtschaft erreicht. Das Bewertungsverfahren wird hier aus der Sicht der Kommune anhand von vier Entsorgungsalternativen (EA) bereichsweise durchgeführt.

Der Prozess der Erarbeitung von EA (abhängig von zahlreichen Faktoren) stellt für Kommunen eine besondere Herausforderung mit entsprechendem Aufwand dar. Durch den gewählten Bewertungsansatz soll dieser Prozess systematisiert und vereinfacht werden. Anschließend wird eine Sensitivitätsanalyse durchgeführt und Optimierungspotenziale abgeleitet.

Über diesen Vorgang wird demzufolge ein Entscheidungsfeld für kommunale Abfallbehörden definiert, es werden auch Konsequenzen der einzelnen Handlungsoptionen für Entscheidungsträger erkannt und Verbesserungsmöglichkeiten für die Entsorgungssysteme aufgezeigt. Durch die Festlegung und Anwendung von Optimierungspotenzialen kann die Kommune der angestrebten Optimallösung nahe kommen. Damit wird in diesem Verfahren ein Leitfaden als Anwenderbuch für Kommunalpolitiker entwickelt. Als Entsorgungssystem wird hier aus den früher gemachten Erwägungen (s. Kapitel 2.9.) das Entsorgungsgebiet des polnischen ZV Dolina in Polen untersucht. In die Bewertung desselben werden nun folgende Abfallfraktionen aus Haushaltsabfällen einbezogen: Bio- und Grünabfälle, Papier und Karton, Kunststoffe, Glas, Feinfraktion, Verbundmaterialien, Metalle, Holz, Textilien und gefährliche Abfälle (s. Abbildung 2.5 mit Abfallzusammensetzung). Die Abfallfraktion Sperrmüll aus Haushalten wird hier wegen mangelnder Daten hinsichtlich der Zusammensetzung sowie des geringen 3%igen Anteils nach KZG (2006) nicht aufgenommen. Der geringe Anteil wurde von der Kommune aufgrund von Beobachtungen der an die Deponie gelieferten Mengen aus Sondersammlung und Privatlieferungen aller anfallenden Haushaltsabfälle geschätzt.

4.2.2. Ablauf des entwickelten Bewertungsverfahrens Im Rahmen dieser Arbeit wird ein Bewertungsverfahren für ein Entsorgungssystem für Haushaltsabfälle entwickelt. Unter diesem Bewertungsverfahren wird ein systematisches Vorgehen zur Evaluierung von systemrelevanten wirtschaftlichen, ökologischen, technischen und sozialen Aspekten von Entsorgungssystemen für kommunale Entscheidungsprozesse im Bereich Abfallwirtschaft verstanden. Dieses Verfahren wird in 12 Schritten durchgeführt, wobei die Schritte 1-4 die Systembeschreibung und Festlegung der Annahmen umfassen, die Schritte 5-8 die

Inputgrößen darstellen und die Schritte 9-12 die ergebnisorientierte Outputermittlung beinhalten (s. Abbildung 4.1).

Entsorgungsmodell für Haushaltsabfälle

Schritt 1

Bewertungsbereiche

Schritt 2

Bewertungsmethoden

Schritt 3

Entsorgungsalternativen

Schritt 5

Schritt 4

Systemgrenze

Informationsbedarf für Bewertungsmethoden

Schritt 6

Sensitivitätsanalyse

Schritt 11

Ergebnisse innerhalb der Bereiche und Entsorgungsalternativen

Schritt 10

Ergebnisse ausgewählter Bewertungsmethoden

Schritt 9

Optimierungspotenziale

Schritt 12

SYSTEMBESCHREIBUNG UND ANNAHMEN

INPUT FÜR BEWERTUNGSMETHODEN

OUTPUT DES BEWERTUNGSVERFAHRENS

ABLAUF DES ENTWICKELTEN BEWERTUNGSVERFAHRENS

Bewertungskriterien und Indikatoren

Schritt 7

Aggregation, Gewichtung, Zusammenführung von Ergebnissen

Schritt 8

Abbildung 4.1: Ablauf des entwickelten Bewertungsverfahrens für ein Entsorgungssystem für Haushaltsabfälle

Schritte 1-4 – Systembeschreibung und Annahmen SCHRITT 1 – Festlegung des Entsorgungsmodells

Ein Entsorgungsmodell besteht aus den Teilen eines Entsorgungssystems (s. Kap. 4.3.1.). Darunter fallen insbesondere alle Entsorgungsprozesse, alle vorab definierten Abfallströme, aber auch alle infrage kommenden Entsorgungsteilnehmer. Darüber wird ein konkreter Bewertungsrahmen absteckbar.

SCHRITT 2 – Festlegung der Bewertungsbereiche

In diesem Schritt werden die zu bewertenden Bereiche ausgewählt und festgelegt (s. Kapitel 4.3.2.), um ähnlich wie im Schritt 1 den Bewertungsrahmen zu bestimmen.

SCHRITT 3 – Auswahl der Bewertungsmethoden Weiterhin aufgrund der Literaturrecherchen (s. Kapitel 3.3) die geeigneten Bewertungsmethoden vorgestellt, um anschließend eine optimale Lösungsmethode für die kommunale Entsorgungsfrage zu finden. Die Auswahlbegründung der Bewertungsmethoden wird weiter in Kapitel 4.3.3. beschrieben.

SCHRITT 4 – Bestimmung der Systemgrenze In diesem Schritt wird eine einheitliche Systemgrenze für das Bewertungsverfahren definiert, und zwar nach einem zeitlichen und räumlichen Rahmen. Das Ziel ist die Vergleichbarkeit der Ergebnisse. Die Systemgrenze wird hier in Kapitel 4.3.4 erläutert.

Schritte 5-8 - Input für die Bewertungsmethoden SCHRITT 5 – Erstellung der Entsorgungsalternativen

In diesem Schritt werden Handlungsoptionen entwickelt, um die denkbaren Entsorgungsalternativen miteinander zu vergleichen und anschließend eine optimale Alternative zu wählen. Die Erstellung von Entsorgungsalternativen erfolgt dann in Kapitel 4.4.

SCHRITT 6 – Bestimmung von Informationsbedarf für einzelne Bewertungsmethoden

Bevor ein Bewertungsverfahren durchgeführt wird, wird auch der Informationsbedarf für ausgewählte Bewertungsmethoden definiert. Es werden spezifische und allgemeine Informationen und Annahmen, wie z.B. die zu entsorgenden Abfallfraktionen, Energiepreise, eingesetzte Sammelfahrzeuge, Sammelrouten, Effizienz von Anlagen mit Emissionsauswirkung (z.B. Deponiegaserfassung aus einer Deponie) formuliert. Das Ziel ist hier die Vereinfachung des Bewertungsprozesses und die informative Strukturierung des weiteren Vorgehens für Anwender (s. Kapitel 4.5.1, 4.5.3. und 4.5.5.).

SCHRITT 7 – Festlegung von Bewertungskriterien und Indikatoren Im Schritt 6 werden relevante Bewertungskriterien und Indikatoren für einzelne Bewertungsmethoden definiert. Diese sind nun so auszuwählen, dass sie die wichtigsten Merkmale eines Entsorgungssystems berücksichtigen und auf bisherige Literaturansätze sowie Erfahrungswerte zurückgreifen (s. Kapitel. 4.5.2., 4.5.4. und 4.5.6.).

SCHRITT 8 – Bestimmung von Gewichtung, Aggregation und Zusammenführung von Ergebnissen für das entwickelte Bewertungsverfahren

Die Bestimmung von Gewichtungen erfolgt nur im Rahmen der NWA. Eine Aggregation wird wegen der Datenverdichtung in jeder Methode durchgeführt. Die einzelnen Bewertungsergebnisse werden weiterhin zusammengeführt (s. Kapitel 4.6.).

Schritte 9-12 - Output des Bewertungsverfahrens SCHRITT 9 – Anwendung ausgewählter Bewertungsmethoden

In diesem Schritt werden ausgewählte Bewertungsmethoden für die Berechnung bereichsbezogener Bewertungsergebnisse angewandt (s. Kapitel 5.1.).

SCHRITT 10 – Vergleich der Ergebnisse innerhalb der Bereiche und Entsorgungsalternativen

In diesem Bewertungsverfahren können die Ergebnisse horizontal (zwischen einzelnen EA im selben Bereich) oder vertikal (zwischen einzelnen Bereichen in den Alternativen) verglichen werden. Das Ziel ist hierbei eine Gegenüberstellung von erhaltenen Einzelergebnissen und die daraus zu ziehenden logischen Schlüsse. Das Gesamtergebnis wird dann mit der Promethee Methode ermittelt. Dieser Schritt wird in Kapitel 5.2. ausführlich dargestellt.

SCHRITT 11 – Durchführung einer Sensitivitätsanalyse Über die Sensitivitätsanalyse lassen sich die Bewertungskriterien mit dem größten Einfluss auf das Ergebnis bestimmen. Die Kriterien mit dem höchsten Gewichtungsfaktor sind als die im Evaluierungsprozess maßgeblichen Parameter des Entsorgungssystems zu betrachten und somit als wichtigste Optimierungsaspekte für das Entsorgungssystem in das Bewertungsverfahren einzubeziehen. Die Sensitivitätsanalyse wird hier in Kapitel 5.3 beschrieben.

SCHRITT 12 – Ableitung von Optimierungspotenzialen

Optimierungspotenziale werden sowohl aus dem Distance-to-Target-Ansatz als auch aus den Verbesserungsvorschlägen für Entsorgungsakteure, –prozesse und Bereiche abgeleitet. Die Ermittlung der Optimierungspotenziale erfolgt in verschiedenen Bereichen und wird in Kapitel 5.4 erläutert.

4.3. Systembeschreibung und Annahmen für das entwickelte Bewertungsverfahren

4.3.1. Entsorgungsmodell für Haushaltsabfälle Das zu modellierende Entsorgungssystem für Haushaltsabfälle (im Folgenden Entsorgungssystem genannt) innerhalb eines Entsorgungsgebietes setzt sich aus drei Teilen zusammen, und zwar aus Entsorgungsteilnehmern, Entsorgungsprozessen und Abfallströmen.

Unter Entsorgungsteilnehmern werden verstanden: • Kommune, die lokale bzw. kommunale Abfallbehörde (Kommune bzw.

kommunaler Verband) fungiert als Planungs- und Kontrollorgan innerhalb eines Entsorgungsgebietes

• Haushalte – Haushalte, die den zu entsorgenden Abfall produzieren • Sammelunternehmen – Abfallsammler, die Haushaltsabfälle vom Ort der

Entstehung zu den Abfallbehandlungsanlagen transportieren • Betreiber der Abfallbehandlungsanlagen – Betreiber der Anlagen zur

Aufbereitung, Verwertung und/oder Beseitigung innerhalb eines Entsorgungsgebietes (d.h. Sortier-, Kompostier-, Vergärungs-, (mechanisch)-biologische Abfallbehandlungs-, Deponie-, und Müllverbrennungsanlagen).

Als Entsorgungsprozesse in einem Entsorgungssystem werden bezeichnet:

• Planung (Bau, Instandhaltung / Wartung und Betrieb der Aufbereitung-, Verwertungs- und Beseitigungsanlagen, Organisation getrennter und gemischter Abfallsammlung, Anforderungen an die jeweiligen Genehmigungen) und Kontrolle (der Erfüllung der Anforderungen aus der Entsorgungsgenehmigung, der Entsorgungsverträge und abgeholter/aufbereiteter/verwerteter/beseitigter Abfallmengen);

• Vorsortierung der Abfälle durch die Haushalte (biogene Abfälle und Wertstoffe z.B. Kunststoffe, Glas, Papier etc.)

• Abfallsammlung – Abfallerfassung und -sammlung, Umschlag, Transport, Zwischendeponierung der Abfälle

• Abfallbehandlung: o Aufbereitung vor der Verwertung oder Beseitigung (z.B. Vorsortierung) o Verwertung (z.B. energetische Verwertung von

aufbereiteten/behandelten) Fraktionen aus Sortierung) o endgültige Beseitigung von Abfällen (z.B. über Deponierung).

Abfallströme sind nach Art, Menge und Herkunft im Gebiet anfallende Abfälle, die aus dem oder in das Entsorgungsgebiet verbracht werden.

4.3.2. Betrachtete Bereiche Die lokalen Abfallbehörden haben oft kein ausreichendes Know-how für eine optimale Planung und Umsetzung von abfallwirtschaftlichen Erfordernissen innerhalb eines Entsorgungssystems. Entscheidend bei dieser Auseinandersetzung kann der Vergleich von verschiedenen EA unter Berücksichtigung von relevanten Aspekten sein. Die meisten bisherigen Bewertungen von Entsorgungssystemen beziehen nur ökonomische und ökologische Bereiche ein. Soziale Aspekte werden nicht

wahrgenommen (vgl. Kapitel 3.3.3 und Pajak 2009b). Das führt oftmals zu einer negativen Einstellung der Bevölkerung gegenüber abfallwirtschaftlichen Lösungsvorschlägen. In einem Entsorgungssystem ist jedoch auch Technik ein unabdingbares Element, das alle anderen Bereiche stark beeinflusst. Durch Einbeziehung von anlagentechnischen Gegebenheiten (wie z.B. Effizienz oder verfügbare Kapazitäten der Anlagen) kann die Bewertung eine deutlich bessere Abbildung der Realität liefern. In der Literatur existiert für ein Bewertungsverfahren keine Kombination der vier Bereiche Ökonomie, Ökologie, Soziales und Technik. Es gibt nur Bewertungsverfahren, die einzelne Bereiche betrachten oder eine Kombination von ausgewählten Bereichen anbieten (vgl. Anführungen in Kapitel 3.3.2.). Sollen neue Entsorgungswege in einem Entsorgungssystem geplant werden, müssen die lokalen Abfallbehörden ökologische, ökonomische, soziale und technische Einflüsse dieser Alternativen bewerten können, damit der Ressourcenverbrauch geschont und negative Umweltauswirkungen beim Wirtschaftswachstum verringert werden. Die Bereiche Ökonomie, Ökologie, Soziales und Technik beziehen Wechselwirkungen zwischen den Entsorgungsteilnehmern innerhalb eines Systems ein. Durch qualitative und quantitative Bewertung von einzelnen Bereichen wird ein möglichst großer Untersuchungsraum erfasst werden. Im Rahmen dieser Arbeit werden politische, technologische, investitionsbezogene, infrastrukturelle und energetische Aspekte nicht abgesichert. Begründung: Aufgrund des Objektivitätsanspruchs (vgl. dazu Tabelle 3.2 mit Anforderungen) wird das entwickelte Bewertungsverfahren ohne politische Einflüsse durchgeführt. Dabei ist der Faktor Politik allerdings wegen lobbyistischer und opportunistischer Elemente nicht objektiv evaluierbar. Seine Einbeziehung ist aus fachlicher Sicht nicht empfehlenswert. Es soll aber an dieser Stelle angemerkt werden, dass ohne Politik nichts läuft. Deshalb sollen politische Einflüsse (z.B. regierende Partei, nächster Wahltermin etc.) vor der Konzeptdurchsetzung ernst genommen werden. Technologische (z.B. Auswahl von Anlagenkomponenten), investitionsbezogene (z.B. Geschäftsmodellauswahl), infrastrukturelle (z.B. Standortauswahl für eine Anlage, Energieanschlussmöglicheiten) sowie energetische (z.B. zukünftige Elektrizitäts- und Wärmeabgabe) Aspekte werden immer im Hinblick auf eine konkrete Anlage analysiert. Dieses überschreitet den Untersuchungsrahmen und -umfang dieser Arbeit und kann somit nicht berücksichtigt werden.

4.3.3. Bewertungsmethoden Da sich einzelne Bewertungsmethoden nur für bestimmte Bereiche gut eignen (vgl. Kapitel 3.3.1. und Tabelle 3.7), werden in diesem Ansatz die drei vorher gewählten Bewertungsmethoden herangezogen und in einen neuen Bewertungsansatz integriert:

• KNA – für den Bereich Ökonomie, • ÖBM – für den Bereich Ökologie, • NWA – für die Bereiche Technik und Soziales.

Da aber die Ergebnisse einzelner Bewertungsmethoden nicht nachvollziehbar aggregiert werden können (vgl. dazu Kapitel 3.4), wird zur Ermittlung des Gesamtergebnisses des Bewertungsverfahrens die bereits vorgestellte und beschriebene Promethee Methode ausgewählt (s. Methodenbeschreibung – Kapitel 3.4.4.). Die Zusammenführung bekannter und aussagekräftiger Evaluierungsmethoden für die einzelnen Bereiche soll den Anspruch einer umfassenden Bewertung erfüllen. Bei diesen abfallwirtschaftlichen Fragen ist in Bezug auf die Entscheidungskonsequenzen naturgemäß auch eine Vielzahl von Interessengruppen betroffen. Es ist daher notwendig, dass verschiedene Absichten, Vorstellungen, Meinungen und Bedürfnisse der Betroffenen in die Bewertung einbezogen und soweit wie möglich berücksichtigt werden. Gleichzeitig wird versucht, eine Subjektivität der Wertungen zu vermeiden und einen möglichst objektiven Bewertungsmaßstab festzulegen. Dies soll bewirken, dass die Ergebnisse des Bewertungsverfahrens für Anwender und politische Entscheidungsträger übersichtlich und nachvollziehbar sind sowie dem gemeinsamen Lernprozess dienen. Auf diese Weise erhalten die Entsorgungsteilnehmer wichtige Informationen und Hinweise für die bereichsspezifischen Optimierungspotenziale. Gleichzeitig wird auch die Entscheidung über die weitere Vorgehensweise vereinfacht und eine Grundlage für eine interdisziplinäre Diskussion zur Verbesserung des Umweltzustandes in anderen Entsorgungsgebieten und zwar nicht nur auf lokaler, sondern auch auf regionaler Ebene geboten.

4.3.4. Systemgrenze Für ein zu untersuchendes Entsorgungssystem wird die Systemgrenze in einem räumlichen und zeitlichen Untersuchungsrahmen (vgl. dazu Kapitel 2.9.1.) und methodenspezifisch festgelegt, und zwar:

In der KNA werden nur die im zu bewertenden Entsorgungsgebiet auftretenden jährlichen Kosten und Einnahmen aus der Entsorgung von Abfällen für das Referenzjahr in die Bewertung einbezogen15. Aufgrund von spezifischen Gesetzen und daraus resultierender Einnahmenaufteilung aus Deponiegebühren (vgl. Kapitel 2.3.4.) können z.B. die Deponienachsorgekosten in ZV Dolina nicht nachvollziehbar berechnet werden. Somit werden sie nicht weiter berücksichtigt16. Bei der ÖBM für ein Entsorgungssystem werden die entstehenden und/oder verwendeten Materialien und Produkte (z.B. Kraftstoff, Elektrizität und Wärme) innerhalb des Referenzjahres berücksichtigt. Dadurch sind die Ökobilanzen mit den ISO-Normen konsistent (ISO 14040:2006). Da die Umweltauswirkungen

15 Nach Herzberger (1995) eignen sich für die Berechnung jährlicher Einnahmen und Kosten die ökonomischen Tools wie der Zeitwert des Geldes (Zinssatz, Diskontierung, Barwert) und die Annuitäten (Verteilung vom Kapitalwert einer Investition auf die Nutzungsdauer). 16 Nach den Angaben von BSR (Auhagen, mdl. Mitt.) werden die Deponienachsorgekosten aufgrund eines Gutachtens (Deponienachsorgekosten – Durchschnitts- und Erfahrungswerte aus mehreren deutschen Deponien) nach folgender Logik berechnet. Die Deponienachsorgekosten teilen sich auf Stilllegungs- und Nachsorgekosten. Unter der Stilllegung werden z. B. der Aufbau der Oberflächenabdichtung innerhalb von 10 Jahren nach der Deponieschließung verstanden. In der Nachsorgephase werden die Kosten für 30 Jahre berücksichtigt. Die Stilllegungskosten betragen 67 c/m2 pro Jahr; die Nachsorgekosten 79 c/m2 pro Jahr. Die Deponienachsorgekosten werden in vier Bereichen berücksichtigt:

• bautechnisch: Stilllegung 38 c/m2 pro Jahr, Nachsorge 43 c/m2 pro Jahr, • wassertechnisch: Stilllegung 7 c/m2 pro Jahr, Nachsorge 5 c/m2 pro Jahr, • Deponierückbau: Stilllegung 0 c/m2 pro Jahr, Nachsorge 8 c/m2 pro Jahr, • Ingenieur- und Dienstleistungen: Stilllegung 22 c/m2 pro Jahr, Nachsorge 25 c/m2 pro Jahr.

Unter bau- und wassertechnischen Kosten werden solche Kosten wie Kontrolle-, Überwachungsaufgaben, Reparaturen und Ersatzinvestitionen, Betriebskosten und Wartung, Entsorgungskosten (z. B. von Wasser), Abwassergebühren, Dienstleistungen, Steuern etc. verstanden. Als Ingenieur- und Dienstleistungskosten werden Kosten der beauftragten Ingenieurbüros verstanden wie: Vermessungen, Deponiekontrolle, Gutachten, Gasabsaugung, Ableitung von Oberflächenwasser, Grundwasserproben, meteorologische Daten etc.

lokal, regional und global sowie in mehreren Jahren (z.B. aus der Abfalldeponierung) auftreten können, wird dieses bei der Interpretation der Ergebnisse erläutert. Obwohl die NWA keinen Zeitbezug hat, werden in dieser Arbeit die Fragebögen zur Bestandaufnahme der Entsorgungssituation für das Referenzjahr entwickelt, wenn keine plausiblen Untersuchungen vorliegen.

4.4. Einführung von Entsorgungsalternativen

4.4.1. Modellierte Entsorgungsalternativen In Anlehnung an die in Kapitel 3.2.6. dargestellten Randbedingungen zur Handlungsoptionenentwicklung stellen die modellierten EA nun den eigentlichen Bewertungsgegenstand dar. Sie werden hinsichtlich ihrer jeweiligen zielbezogenen Eigenschaften bzw. Auswirkungen beschrieben und verglichen.

Gewöhnlich dient als Bezugsbasis der Ist-Zustand eines Entsorgungssystems. Dem Ist-Zustand sind eine oder mehrere Handlungsoptionen gegenüberzustellen. Zu einer solchen Alternative gehören sämtliche ökologische, ökonomische, technische oder soziale Maßnahmen, nach denen ein Entsorgungssystem aufgebaut werden soll.

Für das in der vorliegenden Arbeit dargestellte Bewertungsverfahren werden vier Entsorgungsalternativen herangezogen:

• EA- 0 = Deponieszenario + Verwertung von Altglas und Altpapier (Dep. + AG + AP)

• EA- 1 = Deponieszenario + Verwertung von Altglas, Altpapier und Bioabfall (EA- 0 + Bio)

• EA- 2 = MBA-Szenario + Verwertung von Altglas, Altpapier, Bioabfall und EBS (EA- 1 + MBA/EBS)

• EA- 3 = MVA-Szenario + Verwertung von Altglas, Altpapier, Bioabfall (EA- 1 + MVA)

Die modellierten EA sind direkt und indirekt voneinander abhängig. Gekoppelte EA sind:

• EA- 1 = EA- 0 + Bio – i.e. eine Erweiterung der EA- 0 durch Einbeziehung von Bioabfallsammlung im Holsystem und der Getrenntsammlung von Altglas und Altpapier im Bringsystem.

• EA- 2 = EA- 1 + MBA - eine Erweiterung von EA- 1 um eine MBA. • EA- 3 = EA- 1 + MVA – eine Erweiterung von EA- 1 um eine MVA.

Voneinander entkoppelte EA- 0 sind EA- 2 (als die MBA-Variante) und EA- 3 (als die MVA- Variante).

4.4.2. Entsorgungsalternative 0 Die Entsorgungsalternative 0 (EA- 0) stellt die gegenwärtige Situation im Entsorgungssystem dar (s.

Abbildung 4.2). Im Entsorgungsgebiet werden zurzeit drei Abfallfraktionen gesammelt:

• Gemischte Haushaltsabfälle, Wertstoffe: Altpapier (AP) und Altglas (AG) • Bioabfälle werden nicht separat eingesammelt, sondern zusammen mit

den Haushaltsabfällen erfasst.

tier re

Abbildung 4.2: Entsorgungsalternative 0 Quelle: Eigene Darstellung

Die bisherige Praxis im Zweckverband zeigt, dass die Haushalte rd. 30% an Altpapier und rd. 50% an Altglas als Wertstoffe vorsortieren (KZG 2005). Diese Werte werden als Annahmen in die weiteren Berechnungen aufgenommen (s. Tabelle 4.2). Die Sammelentfernungen betragen für jede Abfallfraktion im Holsystem 65 km und im Bringsystem 50 km pro Tour. Diese Entfernungen sind in allen EA gleich. In der EA- 3 kommen dazu die Entfernungen zwischen der Sortieranlage und MVA (20 km) und der MVA und Deponieanlage für mineralische Abfälle (15 km).

Die Sortieranlage befindet sich direkt auf dem Deponiegelände. Die Annahmen zu Effizienz, Entfernungen, Kraftstoffverbrauch (Sammlung und Transport) werden in der Tabelle 4.2 erläutert. Bringsystem Die Sammlung von Wertstoffen aus Wohnblöcken wird in dieser EA nicht berücksichtigt. Alle anfallenden gemischten Haushaltsabfälle mit Bioabfallfraktion (83605 Mg/a) werden direkt auf die Deponie verbracht (s. Abbildung 4.2).

Holsystem Im Holsystem werden die Haushaltsabfälle mit Bioabfällen (37442 Mg/a) eingesammelt und direkt zur Deponieanlage gebracht. AP (2786 Mg/a) und AG (1816 Mg/a) aus offener Wohnbebauung werden zur Sortieranlage verbracht und sortiert. Diese werden aufbereitet (Sortiereffizienz 60% und 70%) und daraus werden Wertstoffe: AP (1672 Mg/a) und AG (1271 Mg/a) gewonnen (s. Abbildung 4.2).

Insgesamt werden in der EA- 0 aus 125649 Mg/a anfallende Haushaltsabfälle 4602 Mg/a (rd. 4%, vgl. dazu Kapitel 2.9.2.) Wertstoffe (AP, AG) separat eingesammelt. Daraus können 2943 Mg/a (rd. 2,3 %) stofflich verwertet werden. Tabelle 4.2: EA- 0 – ankommende Abfallmengen und Annahmen zur Effizienz, Entfernungen und Kraftstoffverbrauch

HOLSYSTEM BRINGSYSTEM

ANNAHMEN EA- 0 gem. HH-Abf. AP AG RM

120 L 240 L 120 L 240 L 120 L 240 L 1100 L Behälter/Containerbedarf (Stück) 15102 5034 7437 2479 4954 1651 717 Effizienz der HH-Vorsortierung (%) - 30 50 -

gesammelte Abfallmengen (Mg/a) 37442 2786 1816 83605

Kraftstoffverbrauch Sammlung (L/Mg) 3,27 6,59 4,9 1,57

Entfernung Sammlung-Sortieranlage (km/Tour) 65 65 65 50

Effizienz der Aussortierung Sortieranlage (%)

- 60 70 -

aussortierte Wertstoffe / SR / gem. HH-Abf. (Mg/a)

37442 gem. HH-Abf.

1672 AP 1115 SR

1271 AG 545 SR

83605 gem. HH-Abf.

Quelle: Eigene Darstellung. Die Annahmen zur Effizienzsteigerung des Aussortierungsniveaus basieren auf Berechnung der Kommune (KZG 2005)

4.4.3. Entsorgungsalternative 1 Die Entsorgungsalternative 1 (EA- 1) ist eine Folge der EA- 0 (s. Abbildung 4.3). Somit kann die EA- 1 nach spezifischen Investitionen (z.B. in Abfallbehälter zur Getrenntsammlung) und Modifizierungen des bestehenden Sammelsystems relativ schnell implementiert werden. Bei der Erstellung dieser EA wurde auf existierende Besonderheiten in der Kommune geachtet, insbesondere auf die Getrenntsammlung von Wertstoffen am Ort der Entstehung. In der EA- 1 werden gemischte Haushaltsabfälle, Wertstoffe und Bioabfälle separat eingesammelt. AP- und AG-Fraktionen werden zur Sortieranlage gebracht (Deponierung der anfallenden SR). Die Bioabfälle werden zur Kompostanlage abtransportiert (Kompostherstellung über Tunnelanlage). Die eingesammelten gemischten Haushaltsabfälle werden ausschließlich deponiert. Da es sich bei dieser EA um eine Anpassung des Systems handelt, wäre dafür nach den Schätzungen kommunaler Entscheidungsträger nur ein Zeitraum von rd. 2 Jahren nötig (KZG 2005). Aufgrund dessen werden die Annahmen zur Effizienz der Vorsortierung der Wertstoffe im Haushalt erhöht. Die Annahmen für die Effizienz der Vorsortierung in Haushalten betragen entsprechend:

• Im Holsystem für AP 50%, für AG 60% und für Bioabfälle 30% • Im Bringsystem hingegen für AP 25% und für AG 30%.

Diese Werte resultieren aus den Eigenberechnungen und -schätzungen der Kommune aufgrund des steigenden Umweltbewusstseins der Einwohner und werden in die weiteren Berechnungen aufgenommen (KZG 2005). Bringsystem Im Bringsystem werden gemischte Haushaltsabfälle mit Biofraktion (76821 Mg/a) zur Deponie gebracht. AP (4617 Mg/a) und AG (2167 Mg/a) werden hingegen getrennt erfasst und in der Sortieranlage aufbereitet (Sortiereffizienz 60% und 70%) und entsprechend zu 2770 Mg/a AP- und 1517 Mg/a AG-Wertstofffraktion aussortiert. Die SR aus der Sortieranlage (2497 Mg/a) werden Deponierung zugeführt (s. Abbildung 4.3). Holsystem Im Holsystem erfolgt die Einsammlung von gemischten Haushaltsabfällen (32050 Mg/a) und getrennt von AP (4644 Mg/a), AG (2189 Mg/a) und Bioabfällen (3171 Mg/a) (s. Abbildung 4.3). Aus AP und AG nach der Sortierung (Sortiereffizienz 60% und 70%) werden entsprechend 2786 Mg/a AP und 1526 Mg/a AG gewonnen. Aus der Biofraktion wird Kompost (325 Mg/a) hergestellt. Die SR (aus der Sortier- und Kompostanlage, insg. 2524 Mg/a) werden auf die Deponie verbracht (s. Abbildung 4.3).

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Abbildung 4.3: Entsorgungsalternative 1 Quelle: Eigene Darstellung Insgesamt werden in der EA- 1 aus 125649 Mg/a anfallende Haushaltsabfälle 16788 Mg/a (rd. 13%) Wertstoffe (AP, AG, Bio) separat eingesammelt. Daraus können 8924 Mg/a (rd. 7,1%) stofflich verwertet werden. In dieser EA werden die Abfallmengen und Annahmen zu der Effizienz, den Entfernungen sowie dem Kraftstoffverbrauch bei der Einsammlung und Transporten in der Tabelle 4.3 dargestellt.

Tabelle 4.3: EA- 1 – ankommende Abfallmengen und Annahmen zur Effizienz, Entfernungen und Kraftstoffverbrauch

ANNAHMEN – EA- 1 gem. HH-Abf. AP AG BIO

gem. HH-Abf.

120L 240L 120L 240L 120L 240L 120L 240L 1100L 1100L 1100LBehälter/Containerbedarf (Stück) 10240 3413 7437 2479 4954 1651 2084 695 661 63 50

Effizienz der HH-Vorsortierung (%) - 50 60 30 - 25 30

gesammelte Abfallmengen (Mg/a) 32050 4644 2180 3171 76821 4617 2167

Kraftstoffverbrauch Sammlung (L/Mg) 3,27 6,59 4,9 3,27 1,57 3,49 4,9

Entfernung Sammlung (km/Tour) 65 65 65 65 50 50 50

Effizienz der Aussortierung Sortieranlage (%) - 60 70 - - 60 70

aussortierte Wertstoffe / SR / gem. HH-Abf. (Mg/a)

32050 gem. HH-Abf.

2786 AP 1858 SR

1526 AG 654 SR

325 Kompost

76821 gem.

HH-Abf.

2770 AP

1847 SR

1517 AG 650 SR

Quelle: Eigene Darstellung. Die Annahmen zur Effizienzsteigerung des Aussortierungsniveaus basieren auf Berechnungen der Kommune (KZG 2005)

4.4.4. Entsorgungsalternative 2 Die Entsorgungsalternative 2 (EA- 2) ist eine Erweiterung der EA- 1 um eine MBA (s. Abbildung 4.4). Wie im Kapitel 2.1.4.2. ausgeführt wurde, ist für eine Entsorgungsregion mit 150 bis 300 Tsd. Einwohnern eine MBA und > 300 Tsd. Einwohnern – eine MVA zu bauen. In dem betrachteten Entsorgungsgebiet beträgt die Einwohnerzahl jedoch über 400 Tsd Einwohner und demnach kann eine MBA bzw. eine MVA errichtet werden (vgl. dazu polenspezifische MBA-Frage in Kapitel 2.6.3.). Die EBS-Fraktion kann weiterhin in existierenden Kraft- bzw. Zementwerken zur Energieerzeugung bzw. in einem EBS-Kraftwerk eingesetzt werden. In der EA- 2 werden gemischte Haushaltsabfälle, AG, AP und Bioabfälle separat eingesammelt. Annahmen zur Effizienz der Aussortierung entsprechen denen der EA- 1. Bringsystem Im Bringsystem werden gemischte Haushaltsabfälle (76821 Mg/a), AP (4617 Mg/a) und AG (2167 Mg/a) eingesammelt und zur MBA gebracht. Aus allen in der MBA mechanisch behandelten Fraktionen werden 13105 Mg/a EBS, 10081 Mg/a AP und 5057 Mg/a AG aussortiert. SR (54363 Mg/a) werden auf der Deponie abgelagert (s. Abbildung 4.4).

Abfallbehälter-Bioabfälle

ENTSORGUNGSALTERNATIVE 2SYSTEMGRENZE

Altglas

Deponieanlage

Kompost

Bringsystem

tierre

54363 Mg/a

tierre

2543 Mg/a

325 Mg/a

24180 Mg/a

MBA mit einer Linie zur Kompostierung

Altpapier

5573 Mg/a

6590 Mg/a

Altglas

5057 Mg/a

Altpapier

11081 Mg/a

13105 Mg/a

gem. HH-Abfälle gem. HH-Abfälle gem. HH-Abfälle

gem. HH-Abfälle gem. HH-Abfälle gem. HH-AbfälleAbfalleinsammlung

Abfalleinsammlung

76821 Mg/a

32050 Mg/a

Container-Restabfälle

Abfallbehälter

Altpapier Altpapier Altpapier

offeneWohn-

bebauung

Abfalleinsammlung4644 Mg/a

Abfallbehälter

Altglas Altglas Altglas

Abfallbehälter

Bioabfälle Bioabfälle Bioabfälle

Abfallbehälter

Altpapier Altpapier Altpapier

Altglas Altglas Altglas

Container-Restabfälle

Holsystem

Wohnblöcke

Holsystem Im Holsystem werden gemischte Haushaltsabfälle (32050 Mg/a), AG (2180 Mg/a) und AP (4644 Mg/a) und Bioabfälle (3171 Mg/a) separat eingesammelt. Alle Fraktionen werden zur MBA gebracht und dort mechanisch und biologisch behandelt. Aus allen behandelten Fraktionen werden 6590 Mg/a EBS, 5573 Mg/a AP und 2543 Mg/a AG aussortiert. Aus der Biofraktion werden 325 Mg/a Kompost gewonnen. Die SR aus der MBA (24180 Mg/a) werden deponiert (s. Tabelle 4.4). Insgesamt werden in der EA- 2 aus 125649 Mg/a anfallende Haushaltsabfälle 16779 Mg/a (rd. 13%) Wertstoffe (AP, AG, Bio) separat eingesammelt. Daraus können 23254 Mg/a (rd. 18,5%) stofflich und 19695 Mg/a (rd. 16%) energetisch (EBS-Einsatz) verwertet werden.

ANNAHMEN – EA- 2 gem. HH-Abf. AP AG BIO gem. HH-

Abf. AP AG

Effizienz der Aussortierung MBA (%)

Plastikfl. 90% Textilien 90%

AP 60% 60 70 -

Plastikfl. 90%

Textilien 90%

AP 60%

Aussortierte EBS / Wertstoffe / SR (Mg/a) 6590 EBS, 2543 AG, 5573 AP, 325 Kompost, 24180 SR 13105 EBS, 5057 AG, 11081

AP, 54363 SR

Die in dieser EA gemachten Annahmen zur Effizienz, den Entfernungen und dem Kraftstoffverbrauch sowie den ankommenden Abfallmengen sind der Tabelle 4.4 zu entnehmen.

4.4.5. Entsorgungsalternative 3 Die Entsorgungsalternative 3 (EA- 3) ist eine Erweiterung von EA- 1 um eine MVA. Die Szenarien EA- 2 und EA- 3 sind somit entkoppelte Alternativen. Die EA- 3 stellt einen künftigen Trend der Abfallentsorgung im Entsorgungssystem dar. Dieser Trend läuft auf die Errichtung einer Anlage zur thermischen Verwertung für den Großraum und mit dem Standort Gdańsk hinaus. Die Investition einer MVA kann durch den Kohäsionsfonds bis zu 85% förderfähigen Kosten nach den Angaben vom Polnischen Ministerium für Regionale Entwicklung PMRE (2009) mitfinanziert werden. Da zurzeit kein EBS-Kraftwerk in dem betrachteten ZV Dolina vorhanden ist, wird in der vorliegenden Arbeit auf weitere Alternativen verzichtet. Die EBS-Verwertung erfolgt damit in einem Zementwerk bzw. Kraftwerk. In der EA- 3 mit thermischer Verwertung werden Haushaltsabfälle, AG, AP und Bioabfälle getrennt eingesammelt. Annahmen zur Effizienz der Aussortierung entsprechen denen der EA- 1.

Bringsystem Im Bringsystem werden gemischte Haushaltsabfälle (76821 Mg/a), AP (4617 Mg/a) und AG (2167 Mg/a) eingesammelt und zur Sortieranlage abgeholt. Nach Sortierungsprozessen werden 5057 Mg/a AG und 11081 Mg/a AP gewonnen. 67468 Mg/a SR werden zur MVA abtransportiert und verbrannt. Holsystem Die gemischten Haushaltsabfälle (32050 Mg/a), AG (2180 Mg/a) und AP (4644 Mg/a) aus dem Holsystem werden nach der Sammlung zu einer Sortieranlage gebracht und zu AP- und AG-Fraktionen aussortiert. Die Biofraktion (3171 Mg/a) wird dem Kompostierungsprozess zugeführt. Nach der Sortierung werden 5573 Mg/a AP und 2532 Mg/a AG zurückgewonnen. Aus der Biofraktion werden 325 Mg/a Kompost hergestellt. Die 30770 Mg/a SR werden anschließend zu einer MVA abtransportiert. Die Bioabfälle werden der Kompostierung zugeführt. Aus 2878 Mg Bioabfall werden 295 Mg Kompost hergestellt. Die SR (98238 Mg/a) aus dem Hol- und Bringsystem werden in der MVA verbrannt. Nach der Abfallverbrennung werden verbleibende Schlacken (insg. 22016 Mg/a) und Flugasche (insg. 3691 Mg/a) auf einer Deponieanlage für mineralische Abfälle abgelagert. Insgesamt werden in der EA- 3 aus 125649 Mg/a anfallende Haushaltsabfälle 16779 Mg/a (rd. 13%) Wertstoffe (AP, AG, Bio) separat eingesammelt. Daraus können nach der Aufbereitung 24579 Mg/a (rd. 20%) stofflich und 98238 Mg/a (rd. 78%, inkl. SR) energetisch (MVA-Einsatz) verwertet werden. In der Tabelle 4.5 werden die aus der EA- 3 entsprechenden Annahmen hinsichtlich der ankommenden Abfallmengen, Effizienz, den Entfernungen und dem Kraftstoffverbrauch detailliert aufgezeigt. Als Beispiel einer Anlage zur thermischen Verwertung mit analysierbaren hohen ökologischen Standards wird die MVA Vestforebranding (Dänemark) herangezogen. Es gibt eine MVA in Warschau (Polen), aber diese ist wegen mangelnder Daten hinsichtlich Technologie und Emissionen trotz Erfüllung der EU-Standards nach Pajak (2007, 2009) nicht relevant und kann deshalb in der Ökobilanzierung mit der Easewaste nicht für den Zweckverband einbezogen werden. Die Energieeffizienz wurde im Kapitel 4.4.4.3. dargestellt.

ANNAHMEN – EA- 3 gem. HH-Abf. AP AG BIO gem. HH-

Abf. AP AG

Effizienz der Aussortierung Sortieranlage (%)

Plastikfl. 90% Textilien 90%

AP 60% 60 70 -

Plastikfl. 90%

Textilien 90%

AP 60%

Aussortierte Wertstoffe / SR / Kompost (Mg/a) 2543 AG, 5573 AP, 30758 SR

325 Kompost,

5057 AG, 11081 AP, 67468 SR

SR zur MVA (Mg/a) 30758 SR 67468 SR

Kraftstoffverbrauch Transport zur MVA (L/km/Mg)

0,03 0,03

Entfernung zur MVA (km) 20 20

Schlacken Flugasche Schlacken Flugasche Produkte aus MVA (Mg/a) 7027 1536 14944 2155

Kraftstoffverbrauch Transport zur Deponie für mineralische Abfälle (L/km/Mg)

0,03 0,03

Entfernung zur Deponie für mineralische Abfälle 15 15

Die Art der vermiedenen Energieerzeugung durch die Nutzung der freigesetzten Energie in Verbrennungsprozessen wird aus der verfügbaren Datenbank ausgewählt (Bestimmung von Gutschriften). Die eingesparte Elektrizität und Wärme bezieht sich auf das an die thermische Anlage angeschlossene Versorgungsnetz (Riber et al. 2008). Die weiteren Details des beschriebenen Beispiels sind den Anhang 12-28 und Anhang 12-29 zu entnehmen.

4.5. Input für Bewertungsmethoden

4.5.1. Informationsbedarf für die KNA Bei der Bewertung mittels KNA sind grundsätzlich zwei Kriterienarten zu unterscheiden:

• die erfassbaren Kosten (direkt und indirekt) und • der erfassbare Nutzen (direkt und indirekt)

Alle angeführten direkten Kosten und Nutzen werden auf Jahresbasis berechnet und in der KNA eingesetzt. Dieser Ansatz entspricht z.T. der Grundidee von LCC - Life Cycle Costing, nach dem die Kostenanalyse (nur aber direkte Kosten) innerhalb eines Entsorgungssystems mit der Ökobilanz ähnlicher Systemgrenze17 durchgeführt wird (Reich 2005). Ergänzt hier um die indirekten Kosten und direkten / indirekten Nutzen, spiegelt diese erweiterte Wirtschaftlichkeitsanalyse die Finanzflüsse innerhalb eines Entsorgungssystems wider (vgl. dazu die KNA-Methodenbeschreibung in Kapitel 3.4.1.). Die Komplexität und Vielfalt der möglichen direkten Kosten und Nutzen führt dazu, dass die Berechnung derselben nicht einzeln nach Anlagen durchgeführt wird, sondern alle jährlich entstehenden Kosten (im Entsorgungssystem) nach Kategorien Prozessen bzw. Kosten- und Nutzenarten aufaddiert werden. Dadurch lässt sich für die Bewertenden sehr leicht bestimmen, wie hoch die Kosten/Nutzen für die einzelne Kategorie bzw. Kostenart sind. Dieser Schritt vereinfacht das Berechnungsvorgehen und liefert ein klares Ergebnis.

17 Inkonsistenz bzgl. der Systemgrenze kann entstehen, wenn eine Ökobilanz keine Umweltauswirkungen aus der Herstellung von Anlagen / Fahrzeugen / Abfallbehältern berücksichtigt; es werden aber monetäre Herstellungskosten in der KNA eingesetzt. Lösung: Die Kosten gehören zur Wirtschaftlichkeitsanalyse. Ohne diese wäre die Wirtschaftlichkeitsberechnung unvollständig und nicht realistisch. Die Umweltauswirkungen von sekundärer Systemgrenze können aufgrund ihres relativ kleinen Beitrags zum ÖBM-Ergebnis von Entsorgungssystemen vernachlässigt werden (vgl. Anführung von Cleary 2009 10% - „rule of thumb“).

Zur Durchführung der KNA besteht somit Bedarf für folgende Informationen:

• für das Kriterium „…direkte Kosten…“: o Sammlungs-, Transport- und Behälterkosten o Abfallbehandlungskosten (Sortierung, Kompostierung, mechanisch-

biologisch Behandlung, Verbrennung etc.) o Deponierungskosten (für Haushaltsabfälle, mineralische Abfälle) o sonstige Kosten

• für das Kriterium „…direkter Nutzen…“: o Einnahmen aus Entsorgungsgebühren o Einnahmen aus Wertstoffvermartkung o Einnahmen aus Energieverkauf

• fürs das Kriterium „…indirekte Kosten…“: o externe Verkehrskosten o begleitende Effekte einer Entsorgungsanlage

• für das Kriterium „…indirekter Nutzen….“: o verminderte direkt deponierte Abfallmengen o Beschäftigungseffekte

4.5.2. Bewertungskriterien in der KNA

4.5.2.1. Direkte Kosten Für die Berechnung direkter Kosten im Entsorgungssystem werden folgende Kostenarten und Quellen ausgewählt (s. Tabelle 4.6).

Tabelle 4.6: Zusammenstellung von direkten Kosten nach Entsorgungsprozessen innerhalb eines Entsorgungssystems zur KNA

DIREKTE KOSTEN nach KOSTENARTEN EINGESETZTE KOSTEN BEISPIELE INFORMATIOSQUELLE

Sammlungs- und Behälterkosten

Bereitstellung der Abfallbehälter; Transport zur Umschlagstation; Umschlag der Abfälle; Transport zur Abfallbehandlungsanlage; notwendige Sortierung für weiteren Transport; Transport zur weiteren Behandlung

Fahrzeugkosten: Kraftstoffverbrauch, Versicherungen und Instandhaltung der Fahrzeuge; Betriebskosten (mit Amortisation) der Sammelunternehmen; Behälterkosten: (Instandhaltung und Beschaffung)

öffentliche / private Sammler im ZV Dolina kommunale Angaben

Abfallbehandlungskosten

Sortierung der Abfälle nach dem Transport zur weiteren Behandlung; Kompostierung; mechanisch-biologische Abfallbehandlung; Deponierung; Müllverbrennung; sonstige Behandlung der Abfälle (Konfektionierung der Wertstoffe, Vergärung etc.)

Sortierungskosten pro Mg/Abfall

öffentliche Abfallbeh.Anlagen im ZV Dolina; Anlagenkosten (Investitions-, Instandhaltungs- und Betriebskosten) werden aus Literaturansätzen bei fehlenden Quelle aus polnischer Entsorgungspraxis abgeleitet

sonstige Kosten

Steuern, Abgaben, Versicherungs- und Lizenzgebühren; Strafen und Kompensationsleistungen; Rückstellungen für Altlastensanierung und Rekultivierung; Forschung und Entwicklung

steuerliche Abgaben

öffentliche / private Sammler und Abfallbehandlungsanlagen im ZV Dolina

Hinweis: Die Erläuterung der verwendeten Begriffe zu Kostenarten wird im Glossar dargestellt. Quelle: Eigene Darstellung

Sammlungs- und Behälterkosten

Im betrachteten Zweckverband gab es 2006 rd. 427 Tsd. Einwohner, Abfallaufkommen pro Einwohner betrug 294 kg/a (vgl. dazu Kapitel 2.9.). Nach Angaben des Umweltamtes der Stadt Gdynia betrug die im KmG bestimmte Höchstentsorgungsgebühr 2006 rd. 13 €/a pro Einwohner (ohne Deponiesteuer, die erst 2008 eingeführt wurde; vgl. dazu Kapitel 2.3.4.). Ein 4-Personen-Haushalt bezahlte nach KmG für Entsorgung dessen Haushaltsabfälle rd. 52 €/a (4 · 13 €/a = 52 €/a). Sollte Deponiesteuer berücksichtigt werden, würde die Entsorgungsgebühr rd. 20 €/a pro Einwohner (Deponiesteuer 20 €/Mg, Abfallaufkommen pro Einwohner 296 kg/a) betragen.

Die Höchstentsorgungsgebührenhöhe gestaltete sich nach Angaben von einzelnen Kommunen im betrachteten ZV Dolina auf ähnlichem Niveau mit ± 5%-Schwankungen (KZG 2006). Diese Unterschiede werden zur Vereinfachung der Berechnung nicht berücksichtigt.

Da die Höchstentsorgungsgebühr alle Entsorgungskosten umfasst, werden diese nach der Konsultation mit den Sammlern und Stadtamt Gdynia abgeleitet. Die Entsorgung einer Mg Haushaltsabfälle kostete 46 €/Mg pro Jahr (13 €/a / 0,28 Mg/a) und 5,8 Mio. €/a; davon fielen in €/Mg pro Jahr und % auf:

• Sammelkosten (inkl. 15%-Gewinnmarge, die hier zur Vereinfachung sowohl für private und öffentliche Sammler identisch war) 15 €/Mg/a (33%; 15 / 46; 1,9 Mio. €/a); davon reine Sammlungskosten (ohne Unterscheidung auf getrennte und nicht getrennte Sammlung) 15 €/Mg pro Jahr – 2 €/Mg pro Jahr = 13 €/Mg pro Jahr (vgl. Kapitel 2.3.4.)

• Sortierungskosten 5 €/Mg pro Jahr (11%, 5 / 46; 0,6 Mio. €/a) nach Angaben des Anlagenbetreibers,

• Deponierungskosten (ohne Deponiesteuer) 23 €/Mg pro Jahr (50%, 23 / 46; 2,9 Mio. €/a) (vgl. Kapitel 2.6.5.)

• sonstige Kosten (z.B. Gebührenverwaltungskosten) 3 €/Mg pro Jahr (7%, 3 / 46; 0,4)

Die Gesamtmengen nach Behältertypen und Kosten im betrachteten ZV Dolina sind der Tabelle 4.7 zu entnehmen. Tabelle 4.7: Zusammenstellung von Behältermengen nach Typen und behälterspezifischen Kosten inkl. Instandhaltung und Beschaffung nach EA im Zweckverband

EINGESAMMELTE ABFALLFRAKTIONEN Mengen von Behältertypen nach Volumen und Kosten

EA- 0 120 L (St.)

240 L (St.)

1100 L (St.)

Behälterkosten (Tsd. €)

für HH-Abfälle 15102 5034 717 628

für Altglas 4954 1651 - 6

für Altpapier 7437 2479 - 3

EA- 1, EA- 2, EA- 3 120 L (St.)

240 L (St.)

1100 L (St.)

Behälterkosten (Tsd. €)

für HH-Abfälle 10240 3413 661 596

für Altglas 4954 1651 50 22

für Altpapier 7437 2479 63 12

Bioabfall 2084 695 0 104

Quelle: Eigene Berechnung und Darstellung in Anlehnung an die Berechnungsfomel im Anhang 12-22

Die im ZV Dolina platzierten Behältermengen werden nach der Formel aus dem Anhang 12-22 je nach EA berechnet und bei deren Beschreibung nach gesammelten Fraktionen dargestellt. Es werden im Entsorgungssystem drei Behältertypen: 120 L, 240 L, 1100 L eingesetzt. Die 60-Liter-Behälter werden z.Z. nicht genutzt.

Da die Sammlung im ZV Dolina zu 82% privat betrieben wird (vgl. dazu Kapitel 2.9.4.1), werden die Behälterkosten (0,637 Mio. €/a – s. Tabelle 4.7) lediglich zu 18% der Sammlungskosten (0,11 Mio. €/a) vom ZV Dolina getragen.

Abfallbehandlungskosten Die Kosten von den meisten Abfallbehandlungsanlagen sind nicht in jedem Fall öffentlich zugänglich. Im Anhang 12-23 werden die allgemeinen Kosten der Abfallbehandlungskosten nur nach Arten (Investitions- und Betriebs + Instandhaltungskosten) dargestellt. Die Schwierigkeit der Datenerhebung bestätigte sich bei der darauf Bezug nehmenden Informationssammlung im untersuchten polnischen ZV:

• die Kosten für die Deponie-, Sortier- und Kompostanlage wurden wegen „ begründbarer Firmengeheimnisse / Betreiber“ nicht verfügbar gemacht (keine Veröffentlichungserlaubnis),

• für die Kosten einer MBA und MVA gibt es derzeit keine aussagekräftigen Beispiele aus der polnischen Praxis, die in dieser Arbeit angewandt werden können.

Lösung: Damit die Bewertung trotzdem kostenmäßig vollständig durchgeführt werden kann, bieten sich in solchen Fällen ersatzweise Daten aus der Literatur oder Fallstudien an.

Deponierungs- und Sortierungskosten werden aus Höchstentsorgungsgebühren abgeleitet (s. Abschnitt mit Sammlungs- und Behälterkosten). Für sonstige Anlagen (MVA, MBA, Kompostanlage) werden Kostenkurven mit den angegebenen Formeln zur Bestimmung von Investitions-, Betriebs- und Instandhaltungskosten für einzelne Entsorgungsanlagen je nach Anlagenkapazität abgeleitet und nachfolgend durch die Anlagenbetreiber pauschal sanktioniert. Die Zusammenstellung von Kostenberechnungsformeln wird in der Tabelle 4.8 dargestellt.

Tabelle 4.8: Zusammenstellung von Kostenberechnungsformeln für Entsorgungsanlagen

Entsorgungsanlage¹ Investitionskosten (€)1

Betriebs- und Instandhaltungskosten

(€/Mg)1

Kostenkurve für die Größenspanne

(Mg/a)

aerobe MBA 8,01500 xy ⋅= 4,04000 −⋅= xy 2500007500 ≤≤ x

anaerobe MBA 8,02500 xy ⋅= 4,05000 −⋅= xy 2500007500 ≤≤ x

Vergärungsanlage 55,034500 xy ⋅= 6,017000 −⋅= xy 1000002500 ≤≤ x

Kompostanlage 8,02000 xy ⋅= 5,02000 −⋅= xy 1200002000 ≤≤ x

Müllverbrennungsanlage² 8,05000 xy ⋅= 3,0700 −⋅= xy 6000002000 ≤≤ x

Deponieanlage (klein)³ 6,06000 xy ⋅= 3,0100 −⋅= xy 60000500 ≤≤ x

Deponieanlage (groß)³ 7,03500 xy ⋅= 3,0150 −⋅= xy 150000060000 ≤≤ x

¹ Preisniveau von 2003 für Planungs- und Baukosten, 20 Jahre Nutzungsdauer und 6% Diskontierungsfaktor18 Anlagenstandards: Vergärungsanlagen – mit Biogas, Abwasser und Vergärungsrückständen in der Vergärungsphase, Biogas zur Elektrizitäts- / Wärmeherstellung Kompostanlagen – offene / geschlossene Systeme mit Rottung und Reifungsphase MVA – Rostfeuerung, Energiegewinnung (Elektrizität und/oder Wärme), Metall/Aluminiumrückgewinnung aus Schlacken, Schlackenverwertung im Bauwesen nach Behandlung Deponieanlagen – für gemischte Siedlungsabfälle, mit Gas- und Sickerwassererfassungssytemen ² ohne Berücksichtigung der Beseitigungskosten von Verbrennungsrückständen ³ Deponierungskosten für gemischte Siedlungsabfälle; Deponierungskosten von Rückständen aus Abfallbehandlungsanlagen nicht berücksichtigt

Die unabhängige Variable x bedeutet die Kapazität der Abfallbehandlungsanlage in Mg/a

Quelle: Boer et al. (2005) in Anlehnung an Tsilemou / Panagiotakopoulos (2004) Die dargestellten Kostenkurven einzelner Abfallbehandlungsanlagen wurden im Rahmen einer Studie zum Prognosemodell für LCA-IWM Softwareentwicklung von der Technischen Universität Darmstadt erhoben (Boer et al. 2005).

18 Nach Voigt et al. (2005) werden in einem Diskontierungsfaktor sog. Unsicherheiten in der Umwelt berücksichtigt. Darunter werden wertmindernde oder werterhöhende Faktoren wie Inflation, Zins, Gewinnerwartung, Branche, Branchenmix, Konjunktur etc. verstanden.

Die in den Formeln dargestellten Werte (z.B. für Investitionskosten einer Kompostanlage; 8,02000 xy ⋅= ) bezeichnen typische durchschnittliche Kosten. Diese Kosten stammen aus den Abfallbehandlungsanlagen in der EU (gesammelte Daten, Durchschnittswerte für 2003). Eine detaillierte Analyse für die angewandte Berechnungsmethode liefert die Studie von Tsilemou / Panagiotakopoulos (2004). Trotz des existierenden Unsicherheitsgrads von Werten lässt sich die Verwendung dieser Berechnungsformeln aufgrund fehlender Daten aus der Entsorgungspraxis (Tsilemou / Panagiotakopoulos 2004) sowie anhand der Darstellung und Voraussage der Kostenentwicklung für polnische Anlagen begründen.

Rechenbeispiel: Betrachtet man beispielsweise eine Kompostanlage mit einer Kapazität von 36 Tsd. Mg/a (für die angegebene Größenspanne zwischen 2 und 120 Tsd. Mg/a – s. Tabelle 4.8), dann lassen sich die gesamten jährlichen fixen und variablen Kosten wie folgt berechnen: Investitionskosten:

5 48,0 20002000 xxy ⋅=⋅= , wobei die Variable x eine angenommene Kapazität bezeichnet. Investitionskosten betragen hier 8,8 Mio. €. Bei der Berechnung wird der 61% EU-Zuschuss (s. Kapitel 2.1.4) zugrunde gelegt. Nach der Berücksichtigung dieses Zuschusses sind die 3,4 Mio. € (39% der Gesamtinvestitionskosten) von kommunalen / staatlichen Mitteln zu tragen.

Sollte kein EU-Zuschuss berücksichtigt werden (100% Finanzierung von kommunalen Mitteln), würden die Gesamtinvestitionskosten der betrachteten Kompostanlage 8,8 Mio. € betragen. Die Finanzierungsproblematik wird näher in der Diskussion beschrieben.

Jährliche Kapitalrückzahlung: Aus 8,8 Mio. € wird mit der Excel-Annuitätsfunktion - die Kapitalrückzahlung einer Investition - für die angegebene Periode (Zahlungszeitraum 20 Jahre; konstante periodische Zahlungen) und 6% konstanten Zinssatz (Angaben aus Tsilemou / Panagiotakopoulos 2004) berechnet und ergibt wie folgt:

Jährliche Kapitalrückzahlung beträgt rd. 0,7 Mio. €/a; mit dem EU-Zuschuss 0,28 Mio. €/a.

Daraus werden Investitionskosten pro Mg behandelten Abfall abgeleitet: • 0,7 Mio. €/a / 36 Tsd. Mg = 20 €/ Mg • Nach dem EU-Zuschuss 0,3 Mio. €/a / 36 Tsd. Mg = 8 €/ Mg

Betriebs- und Instandhaltungskosten pro Mg behandelten Abfall:

xxxxxy /2000)(2000)(2000/120002000 12/1110/55,05,0 =⋅=⋅=⋅=⋅= −−−

Betriebs- und Instandhaltungskosten pro Mg/Abfall betragen hier etwa 11 €19.

Jährliche Betriebs- und Instandhaltungskosten: Angenommen, dass die Anlagenkapazität 36 Tsd. Mg/a beträgt, ergeben jährliche Betriebs- und Instandhaltungskosten 0,4 Mio. €/a.

Jährliche Gesamtkosten Somit betragen jährliche Gesamtkosten der Beispielkompostanlage mit 36 Tsd. Mg/a Kapazität 1,1 Mio. €/a, davon jährliche Kapitalrückzahlung 0,73 Mio. €/a und jährliche Betriebs- und Instandhaltungskosten 0,4 Mio. €/a.

Sollte die Kompostanlage mitfinanziert werden, betragen die jährlichen Gesamtkosten 3,4 Mio. €, davon jährliche Kapitalrückzahlung 0,3 Mio. €/a. Jährliche Betriebs- und Instandhaltungskosten bleiben identisch mit und ohne EU-Zuschuss.

Jährliche Gesamtkosten pro Mg behandelten Abfall Pro Mg kompostierter Abfälle betragen die Gesamtkosten bei dieser Kapazität rd. 31 €/Mg/a (20 €/Mg/a Investitionskosten und 11 €/Mg/a Betriebs- und Instandhaltungskosten).

Mit dem EU-Zuschuss - entsprechend 19 €/Mg/a, davon 8 €/Mg/a Investitionskosten und 11 €/Mg/a Betriebs- und Instandhaltungskosten.

19 x-0,5 = Quadratwurzel aus x-1 = 1/Quadratwurzel aus x

Sonstige Kosten Außer Sammlungs-, Transport-, Behälter- und Abfallbehandlungskosten besteht Informationsbedarf für sonstige Kosten (Steuern, Abgaben, Altlastensanierung und Rekultivierung etc. vgl. dazu Tabelle 4.6). Diese sind nicht vorhanden (s. z. B. Nachsorgedeponiekostenfrage – Kap. 2.3.4 und 4.3.4) und können nicht berücksichtigt werden.

4.5.2.2. Direkter Nutzen Neben den direkten Kosten innerhalb eines Entsorgungssystems kommt es aus dem Verkauf von Produkten auch zu Einnahmen, die in der KNA als direkt erfassbarer Nutzen bezeichnet werden. In diesem Verfahren wird direkter Nutzen (ähnlich wie direkt erfassbare Kosten) auf Jahresbasis berechnet. Dazu gehören z.B. die Einnahmen20:

• aus Höchstentsorgungsgebühren, • aus der Vermarktung von Produkten (Entsorgungsprozesse):

o Wertstoffe (aus der Sortierung und EBS-Herstellung), o Kompost, o Elektrizität, Wärme, Metalle, Schlacken (aus Verbrennungs-

prozessen), • sonstige Einnahmen (z.B. andere Entsorgungsprodukte wie Rollrasen,

Boden etc., Erstattungen für nicht gebührenpflichtige Leistungen, sonstige Entsorgungs- und Transportleistungen, Gebühren für Wechselbehälter sowie staatliche Subventionen und Dotationen).

Sollten die Abfallbehandlungsanlagen keine Einnahmen aufgrund von Firmengeheimnissen angeben, können ersatzweise die Einnahmen aus den Marktpreisen für einzelne Produkte abgeleitet werden.

20 Die Erläuterungen der verwendeten Begriffe zu Einnahmen werden im Glossar dargestellt.

Höchstentsorgungsgebühren Theoretisch hätten die 126 Tsd. Mg Haushaltsabfälle im ZV Dolina 2006 zu 5,8 Mio. € (46 €/Mg pro Jahr · 126 Tsd. Mg/a) entsorgt werden sollen.

Nach der „80-20 Regel“ aus den Eigenschätzungen des ZV Dolina wurden die Höchstentsorgungsgebühren aber nur von rd. 80% der Haushalte bezahlt. Die übrigen 20% nicht zahlenden Haushalte hatten keine Entsorgungsverträge und entsorgten ihre Abfälle auf informelle Weise (KZG 2006). Nach dieser Rechnung bezahlten die Haushalte 2006 statt 5,8 Mio. € lediglich 4,6 Mio. € Entsorgungsgebühren.

An dieser Stelle ist jedoch anzumerken, dass die Einnahmen aus den Höchstentsorgungsgebühren nicht direkt die Einnahmen des ZV sind, sondern diese fallen - je nach Sammelstruktur - anteilig auf die privaten (hier 82%) und die öffentlichen (hier 18%) Sammler (vgl. dazu Kapitel 2.9.4. mit der Entsorgungsstruktur). Wertstoffvermarktung Die Berechnung der Erlöse aus der Vermarktung von Wertstoffarten basiert nach den Angaben vom Deponiebetreiber Ekodolina 2006 (erzielte Wertstoffverkaufpreise für aussortierte und aufbereitete Fraktionen) und eines befragten Zementwerkes. Diese werden in der Tabelle 4.9 mit der Quellenbewertung zusammengefasst dargestellt. Die genannten Werte werden für weitere Berechnungen in die KNA übernommen.

Tabelle 4.9: Standortspezifische Wertstoffpreise für die Berechungen in der KNA

Bewertung von Datenquellen Wertstoffpreise +Bezugsjahr Quelle

Vorteile Nachteile

AP¹ 11 €/Mg (2006) AG 9 €/Mg (2006) Kompost 8 €/Mg (2006)

Betreiber von Ekodolina Deponieanlagn im ZV Dolina

Angaben für 2006; nicht repräsentativ

EBS aus Haushaltsabfällen 10 €/Mg (2008)

ein Zementwerk

Durchschnittspreis pro Jahr

Daten 2008, für 2006 k.A; Angaben aus nur einer Quelle; nicht repräsentativ

¹ aussortiertes Altpapier aus kommunalen Abfällen mit hohem Verunreinigungsgrad. Nach Angaben von einem befragten Papierwerk in Swiecie, Polen, ist der Wert 11 €/Mg für Sortierpapier aus kommunaler Sammlung zwar niedrig, aber aufgrund schwerer Einsetzbarkeit dieses Materials bei der Papierherstellung möglich.

Die aussortierten Wertstoffmengen (%) aus dem HH-Abfallaufkommen innerhalb den EA werden jeweils bei der EA-Beschreibung in den Kapiteln 4.4.2 – 4.4.5 dargestellt.

Quelle: Eigene Darstellung nach Angaben vom Deponiebetreiber Ekodolina und eines befragten Zementwerkes. Gerundete, umgerechnete Durchschnittswerte 2006 / 2008 Energieverkauf Die Energievermarktungspreise (mit der Bewertung von Datenquellen) in Polen 2006 werden in der Tabelle 4.10 dargestellt.

Diese ergeben, dass die EE-Stromerzeuger finanzielle Vorteile (31 zu 91 €/MWhe) wegen der unterschiedlichen Zertifikatspreise (je nach Energieherkunftsquelle) über die Stromerzuger aus fossilen Energieträgern haben.

Im betrachteten ZV Dolina gehören zu den Einnahmen aus Entsorgungsgebühren und Wertstoffvermarktung noch die Einnahmen aus dem Energieverkauf (aus Deponiegas).

In der EA - 0, EA- 1 und EA- 2 wird die Energie aus dem Biogaswerk und in der EA- 3 aus der MVA gewonen. In der Tabelle 2.14 wurden die Energiewerte aus dem Biogaswerk auf dem Deponiegelände Ekodolina im ZV Dolina dargestellt.

Die Einnahmen aus dem Energieverkauf aus dem Biogaswerk (Deponieanlage) und MVA (Wärme 78%, Elektrizität 17,9%, Verluste 4,1%) werden somit zu den Preisen aus der Tabelle 4.10 berechnet.

Tabelle 4.10: Allgemeine Energiepreise für Polen nach Energiequellen und –arten für 2005 und 2006

Bewertung von Datenquellen Energiepreise+Bezugsjahr Quelle

Vorteile Nachteile

Strom aus fossilen Energieträgern rd. 3,1 ct/kWhe (2005)

Gostomczyk (2008)

Strom aus erneuerbaren Energiequellen21 rd. 9,1 ct/kWhe (2005)

Gostomczyk (2008)

Wärme 2,7 ct/kWht 22 (2006) Szymczyk (2006)

Durchschnittspreis pro Jahr; allgemein für Polen gültig; repräsentative Daten

Angaben für 2005 / 2006; nur im Bezugsjahr gültig

Quelle: Eigene Darstellung und Berechnung nach Gostomczyk (2008) und Szymczyk (2006)

4.5.2.3. Indirekte Kosten Benötigen direkte Kosten und direkter Nutzen, die aus der Abfallentsorgung als Hauptzweck eines Entsorgungssystems stammen, kaum eine vertiefte Erklärung, ist diese bei indirekten Kosten und indirektem Nutzen sehr wohl erforderlich. Indirekte Kosten werden hier durch die folgenden Bewertungskriterien ausgedrückt:

• externe Verkehrskosten und • begleitende Effekte einer Entsorgungsanlage23.

21 Nach dem am 20.02.2009 novellierten Energiegesetz (EnG) werden als erneurbare Energien Wind-, Wasser-, Solar-, Biomasse-, Biogasenergiequellen (Deponie-, Klärschlamm- und Bioabfallgas) sowie geothermische Energie definiert (31). Der Strom aus erneuerbaren Energien (EE) wird in Polen hauptsächlich durch eine Mengenregelung (auch Quotenmodell oder Zertifikatsmodell genannt) gefördert. Die Förderung von Strom aus erneuerbaren Energien besteht danach in dem Zertifikatspreis, den der EE-Stromerzeuger zusätzlich zu dem am Strommarkt erzielten Strompreis erhält. 2005 betrug nach Gostomczyk (2008) der durchschnittliche Zertifikatspreis („grüne Energiezertifikate“) 230 PLN/MWhe (rd. 60 €/MWhe, 6 ct/kWhe); für „schwarze Energiezertifikate“ 120 PLN/MWhe (rd. 31 €/MWhe, 3,1 ct/kWhe). Insgesamt erhielt somit der EE-Stromerzeuger 350 PLN/MWhe (rd. 91 €/MWhe, 9,1 ct/kWhe). Nach dem „Projekt der Verordnung über Energie aus Verbrennung von Siedlungsabfällen“ vom 24.11.2008 kann die Energie aus Verbrennung von Haushaltsabfällen zu 42% als Energie aus erneuerbaren Energiequellen eingestuft werden (29). Zum Vergleich wird im Anhang 12-28 die Anerkennung des Stroms aus MVA als erneuerbare Energie in verschiedenen Länder Europas 2006 nach CEWEP (2008) dargestellt. 22 2006 betrug der durchschnittliche Wärmepreis 29,2 PLN/GJ (Szymczyk 2006). Nach der Umrechnung (1 MWht = 3,6 GJ; 29,2 · 3,6 = rd. 105 PLN/MWht) betrug der Wärmepreis rd. 27 €/MWht; 2,7 ct/kWht

Für die Ergebnisberechnung mit der KNA werden diese indirekt erfassbaren Effekte monetarisiert (wenn möglich) und als Lastschrift betrachtet (die negativen Umweltauswirkungen als Umweltbelastungen). Externe Verkehrskosten Nach UBA (2007a) sind „externe Kosten des Verkehrs“ Kosten, die die Verkehrsteilnehmer verursachen, aber nicht selbst tragen. Die externen Kosten gehen daher nicht in die Entscheidung darüber ein, ob sich jemand mit einem Fahrzeug bewegt oder welches Fahrzeug für welche Strecke gewählt wird. Tendenziell führt dies dazu, dass die Verkehrsträger mit relativ hohen externen Kosten übermäßig genutzt werden (UBA 2007a). Die wichtigsten umweltrelevanten externen Verkehrskostenkategorien sind:

• Verkehrsunfälle, Lärm, Luftverschmutzung, Klimafolgeschäden sowie • Eingriffe in Natur und Landschaft (Flächenverbrauch, Versiegelung).

Die Entsorgung von Haushaltsabfällen umfasst zum großen Teil Entsorgungstransporte, die außer direkten Kosten (die auf Entsorgungsteilnehmer entfallen) auch externe (indirekte) Verkehrskosten verursachen. Die Einwohner eines Entsorgungssystems sind indirekt durch den Entsorgungsverkehr betroffen, dessen Monetarisierung in diesem Kapitel aufgezeigt wird. Die Bestimmung von externen Verkehrskosten ist grundsätzlich kompliziert. Es existiert keine allgemein anerkannte Methodik zur ihrer Erfassung. Einige Organisationen haben relevante Studien zur Bestimmung von externen Verkehrskosten durchgeführt (ECMT 1998 a, b, Infras 2000, UBA 2007a). Die Ergebnisse unterscheiden sich hierbei erheblich und zwar nach den bewerteten:

• Verkehrsträgern: PKW, LKW, Bahn-Passagier, Bahn-Fracht, Straßenverkehr Fracht und

• Kategorien: Verkehrsunfälle, Lärm, Luftverschmutzung, Klimaänderung, aufgedeckte Infrastrukturkosten, Natur und städtische Effekte.

23 „Begleitende Effekte einer Entsorgungsanlage“ (engl.: disamenity) werden als Gerüche, Vibrationen, Staubemissionen, Imissionen, Nagetiere, Einwohnerwiderstand etc. verstanden (RDC / PIRA 2003)

Diese werden in der Monetarisierung berücksichtigt (s. Anhang 12-24). In diesem Anhang dargestellte Ansätze beziehen nicht alle oben genannten Kategorien je nach Verkehrsträger ein. Bei Sammeltransporten handelt es sich vor allem um LKW-Frachtverkehr, der auf den Straßen innerhalb eines Entsorgungsgebietes erfolgt. Diese Voraussetzung erfüllen die Ansätze von ECMT (1998b), Infras (2000), UBA (2007a). Ergänzend werden die Bahnfrachttransporte nach dem Infras (2000) Ansatz dargestellt. Die Binnenschifffahrtransporte von Abfällen finden praktisch in kommunaler Abfallentsorgung in Polen nicht statt und werden hier weiter nicht berücksichtigt.

Da Sammeltransporte meist auf Straßen (Straßenverkehr) erfolgen und als Teilverursacher von Verkehrsunfällen, Lärm, Luftverschmutzung und Klimafolgen betrachtet sowie mit Eingriffen in Natur und Landschaft durch Flächenverbrauch verbunden werden müssen, wird in dieser Arbeit der Ansatz zur Monetarisierung von UBA (2007a) gewählt (s. Tabelle 4.11). Die auf diese Weise dargestellten Kosten beziehen sich auf die Referenzjahre 2006-2007, was im Vergleich zu den anderen Ansätzen den aktuellsten Kostenstand widerspiegelt. Die externen Verkehrskosten werden hier mit 174 € pro 1000 km im Frachtverkehr kalkuliert. Abfalltransporte mit der Bahn werden z.Z. immer weniger und nur dann eingesetzt, wenn eine Entsorgungsanlage weit von der Entsorgungsregion entfernt, aber mit der Bahn (besser als mit dem Straßenverkehr) verbunden ist (Tchobanoglous et al. 1993). Außer der Entfernung werden nach Dierkes (2009) beim Einsatz des Schienentransportes in der Stoffstromlogistik wirtschaftliche und ökologische Aspekte beachtet (z.B. CO2- Ausstoß Bahn vs. LKW). Für den betrachteten ZV Dolina entstehen aufgrund seiner Größe und Zugänglichkeit der Anlagen kein Bedarf und keine wirtschaftliche Begründung für Bahntransporte von Abfällen.

Tabelle 4.11: Anteil und Wert der einzelnen Kategorien innerhalb der externen Verkehrskosten in ausgewählten Ansätze

Straßenverkehr

Fracht (ECMT 1998b)

Straßenverkehr Fracht

(Infras 2000)

LKW > 3,5 Mg (UBA 2007a)

Bahn Fracht (Infras 2000)

KATEGORIE / ANSATZ

€/1000 km % €/1000

km % €/1000 km % €/1000

Verkehrsunfälle 21 30 12 14 n.b. - 0 0

Lärm 8 11 7 8 50 29 4 19

Luftverschmutzung 23 33 37 46 57 32 4 22

Klimaänderung 10 14 17 20 48 28 5 25

erkannte Infrastrukturkosten 8 11 n.b. - n.b. - n.b. -

Natur n.b. - 3 4 20 12 < 1 3

städtische Effekte n.b. - 2 2 n.b. - < 1 5

Oberprozesse n.b. - 5 6 n.b. - 5 27

gesamt 70 100 82 100 174 100 19 100

n.b. – nicht berücksichtigt Quelle: Eigene Berechnung und Darstellung basiert auf ECMT (1998b), Infras (2000), UBA (2007a)

Jegliche Steigerung von Sammeltransporten in den zu bewertenden Entsorgungsalternativen im Bezug auf EA- 0 (Ausgangsszenario), die aus Optimierungsmaßnahmen (z.B. Festlegung neuer Entsorgungsrouten zur Wertstoffsammlung) resultiert, kann zusätzliche externe Verkehrskosten verursachen. Die zusätzlichen Entsorgungswege werden aufaddiert und in monetäre Einheiten umgerechnet (s. Tabelle 4.12). Tabelle 4.12: Monetarisierung der Entsorgungs-Km

ENTSORGUNGSTRANSPORTE MONETARISIERUNG der EXTERNEN VERKEHRSKOSTEN

∑ zusätzliche Entsorgungswege innerhalb Entsorgungsalternativen 174 € / 1000 Mg km

Quelle: Eigene Darstellung nach UBA (2007a)

Begleitende Effekte einer Entsorgungsanlage Das Vorhandensein einer Entsorgungsanlage in unmittelbarer Siedlungsnähe wird als „…Unannehmlichkeit…“ empfunden (RDC / PIRA 2003). Diese macht einen bedeutenden Teil der indirekten Kosten aus. Eine derartige Anlage kann als Störfaktor interpretiert werden, wobei die nacholgenden Faktoren (teilweise schwer bestimmbar) eine Rolle spielen:

• erhöhtes Verkehrsaufkommen • Lärm vom Anlagenbetrieb • Geruchsbelastung • visuelle Belastung • (wahrgenommene) erhöhte Gesundheitsgefährdung • Senkung der Immobilienpreise im Umfeld wegen der unterstellten

Beeinträchtigung der Wohn- und Lebensqualität Besonders betrifft dieses Bewertungskriterium Deponie- und Müllverbrennungsanlagen, deren Betrieb als relativ schädlich angesehen (Pajak 2009b) und belastend für die Umwelt und Gesellschaft betrachtet wird (RDC / PIRA 2003).

Viele polnische Stadteinwohner scheinen die Notwendigkeit des Baus von Abfallverbrennungsanlagen zu verstehen, was durch verschiedene in Krakau und Warschau durchgeführte Meinungsumfragen bestätigt wurde. Trotzdem ist das NIMBY-Syndrom (vgl. Kapitel 3.2.6.) so stark im Bewusstsein der Bewohner verwurzelt, dass diese Einstellung die am schwierigsten zu überwindende Barriere darstellt (Pajak 2009b). Auch das Unverständnis, das die unmittelbaren Anwohner für die neu errichtete Deponie (Ekodolina- Gelände / betrachtete ZV Dolina) in 1999 zeigten, genauso wie deren feindliche Einstellung dazu, schien nahezu unlösbar. Um die Anwohner nun für die neue Anlage zu gewinnen und eine gütige Einigung zwischen den Konfliktparteien zu finden, wurde der Deponiebetreiber verpflichtet, zahlreiche zusätzliche (und aufwändige) Maßnahmen zum Ausgleich von Nachteilen für die Anwohner zu treffen (z.B. Bau von Straßen, Kläranlage, Modernisierung von Bushaltestellen, Begrünung etc.). Dieses Prozedere wurde zwar nie offiziell, soll und kann aber durchaus auch als eine Art von NIMBY-Syndrom gelten.

Obwohl der Betrieb von Sortier- und Kompostieranlagen ähnliche Störfaktoren aufweisen kann, sind keine Ansätze zur Monetarisierung von „…Unannehmlichkeiten…“ zurzeit vorhanden. Aufgrund von fehlenden Monetarisierungsansätzen wird die Berechnung für diese Anlagen daher nicht weiter berücksichtigt.

Da es kaum Ansätze zur Monetarisierung von Störfaktoren gibt, die zwischen einer Deponieanlage und Müllverbrennungsanlage differenzieren, wird hier die Annahme gemacht, dass der allgemeine Unannehmlichkeitswert sowohl für Deponie- als auch für Müllverbrennungsanlagen identisch ist (s. Tabelle 4.13).

In der Praxis ist dies nicht der Fall, da eine Deponieanlage - zumindest bezüglich der Umweltbelastung - über einer MVA rangiert. Bei einer MBA müssen ähnliche Anforderungen wie bei einer MVA erfüllt werden; z.B. Abwasser (Begrenzung der Emissionsfracht über Abwasser wie bei MVA) und Abluft (Frachtbegrenzung auf 5,5 g C/Mg Abfall) (Dierkes 2009). Die Frage, ob eine MBA, MBS und MPS ähnlich sinnvoll, sorgfältig und umweltsauber wie moderne MVA arbeitet, bleibt solange ungelöst bis eine ganzheitliche / umfassende Bewertung stattgefunden hat. Mit diesem Bewertungsverfahren wird diese beantwortet und in Ergebnissen dieser Arbeit dargestellt.

Tabelle 4.13: Monetarisierung der Unannehmlichkeit pro Mg entsorgter Abfälle

Entsorgungsanlage jährliche Kapazität (in Mg/a)

gesamte Unannehmlichkeit

(Mio. €)¹

Unannehmlichkeit pro entsorgte Mg

Abfall (€/Mg) Deponieanlage X 7,4 7,4 / X Müllverbrennungsanlage Y 7,4 7,4 / Y

¹ Übernommen von der RDC / PIRA (2003) Studie, Anhang 4. Dieser Wert basiert auf den Annahmen: durchschnittlicher Hauspreis - 100.000 €; Bebauungsdichte im Entsorgungsgebiet – 250 HH pro km²

Es sei an dieser Stelle jedoch angemerkt, dass die Entsorgungssysteme ohne eine MVA oder Deponieanlage einen finanziellen Vorteil gegenüber den Entsorgungssystemen mit solchen Anlagen haben können. Natürlich muss dieses Faktum bei der Beschreibung der Ergebnisse berücksichtigt werden, um eine Fehlinterpretation zu vermeiden. Im Ansatz von RDC / PIRA (2003), Anhang 4, wird die oben genannte Unannehmlichkeit auf die entsorgten Abfallmengen innerhalb eines Jahres bezogen. Die in der Tabelle 4.13 dargestellte Monetarisierung sollte mit Vorsicht betrachtet werden. Sie zeigt jedoch auf, dass der Betrieb der Anlagen und die (jährliche) Kapazität schwer messbare und indirekte Konsequenzen für die lokale Gesellschaft nach sich ziehen.

4.4.2.4. Indirekter Nutzen Außer indirekten Kosten ist auch indirekte Nutzen innerhalb eines Entsorgungssystems einzubeziehen. Zu den berücksichtigten Einnahmen des indirekten Nutzens in dieser Arbeit gehören:

• Verminderte direkt deponierte Abfallmengen und • Beschäftigungseffekte, deren Erläuterung nachfolgend gegeben wird.

Verminderte direkt deponierte Abfallmengen Direkt deponierte Abfallmengen sind zu berücksichtigen, stellen aber keine priorisierte Entsorgungsform dar und widersprechen auch den Zielen der europäischen Abfallwirtschaft (vgl. Kapitel 2.1.2.).

Eine anzustrebende Minderung der Deponiemengen hängt naturgemäß vom erreichten Sammlungs- und dem Sortierungsgrad von Wertstoffmengen ab. Je effektiver die Sammlung und die Vor- und Aussortierung von Wertstoffen, desto weniger Reststoffe werden deponiert und gehen verloren. Aus diesem Grund wird das Bewertungskriterium „…Verminderte direkt deponierte Abfallmengen…“ je nach EA in den Katalog des indirekten Nutzens aufgenommen. Die Monetarisierung der Verringerung von direkt deponierten Abfallmengen wird als vermiedene Kosten der Deponierung pro Mg Abfall berechnet (s. Tabelle 4.14).

Tabelle 4.14: Struktur der Deponiegebühren in Polen

ABFALLART DEPONIEGEBÜHREN PLN/Mg gemischte Haushaltsabfälle; Sortierreste

Deponiegebühr „am Tor “ 2006 – 23 €/Mg Deponiegebühr „am Tor “ 2008 → 23 €/Mg + 20 €/Mg Deponiesteuer

Angaben Stand 01.01.2008, 75 PLN (Polnischer Zloty) entsprechen etwa 20 € nach dem Durchschnittswährungskurs aus 2006 (1 € = 3,8 PLN)

Quelle: Eigene Darstellung nach (27)

Beschäftigungseffekte Beschäftigungseffekte sind für die EU-Politik (in der Europäischen Beschäftigungs-strategie), der Lissabon-Strategie und der Strategie für nachhaltige Entwicklung bereits genutzt von zentraler Bedeutung.

Die Bewertung nach einer Berechnung von Beschäftigungseffekten wurde somit von der EK in der Regionalpolitik im Rahmen der Beurteilung von Kohäsionspolitik für durch die Fördermittel unterstützten Projekte im Zeitraum 2007-2013 dargestellt (EK 2007a) und für die Berechnungen in dieser Arbeit übernommen. In Bezug auf den Europäischen Fonds für Regionale Entwicklung (EFRE) sollte für Großprojekte „die Zahl der geschaffenen Arbeitsplätze“24 als Ergebnisindikator quantifiziert werden. Es werden hier keine bereits vorhandene in die Wertung einbezogen Arbeitsplätze berücksichtigt, weil es sich hier um neue Investitionen im Umweltbereich handelt. Die neu geschaffenen Arbeitsplätze werden nach dem sogenannten Brutto- und Netto-Ansatz gemessen. Nach dem Brutto-Ansatz werden die Zusätzlichkeit, die Verlagerungseffekte und die indirekten Auswirkungen (s. Begriffserklärung für Zusätzlichkeit etc. im Glossar) ergänzend berücksichtigt.

Nach den von der Europäischen Kommission berücksichtigten Studien bewegen sich Zusätzlichkeit, Verlagerung und indirekte Effekte innerhalb bestimmter Bandbreiten (s. Tabelle 4.15). Da zwischen den Brutto- und Netto-Beschäftigungseffekten ein erheblicher Unterschied bestehen kann, ist die Berücksichtigung der oben genannten Faktoren wichtig (EK 2007a).

Tabelle 4.15: Indikative Parameter für die Schätzung der Nettobeschäftigungseffekte bei Großprojekten

Beschäftigungseffekte (Zahl der Arbeitsplätze)

Zusätzlichkeit (%)

Verlagerung (%)

indirekte Effekte (%)

geschaffene (Brutto-) Arbeitsplätze hoch 70-80

niedrig 10-15

sehr hoch 100-150

Quelle: Eigene Darstellung nach EK (2007a)

24 Unter „Zahl der geschaffenen Arbeitsplätze“ werden hier neue direkte (es besteht eine unmittelbare Beziehung zwischen einer Investition und der Schaffung der Arbeitsplätze) Vollzeitarbeitsplätze (FTE-Einheiten), die innerhalb von drei Jahren nach Abschluss der Arbeiten direkt durch Strukturfondsintervention geschaffen werden. Diese können zeitlich befristet oder dauerhaft sein (EK 2007a).

Die Schätzung der Nettoarbeitsplätze25 erfolgt mittels der Formel: Nettoarbeitsplätze = Bruttoarbeitsplätze (unmittelbar innerhalb einer Investition - hier Bedarf an Personal zur Abfallbehandlung in den neuen Anlagen) • (1 – Zusätzlichkeitsparameter) • (1 – Verlagerungsparameter) • (1 + Parameter indirekter Effekte) APLnetto = APLbrutto • (1 – PZusätzlichkeit) • (1 – PVerlagerung) • (1 + Pindirekte Effekte)

Die EFRE unterstützt aber nur Großprojekte (MBA, MVA), die nach den Angaben des Nationalen Fonds für Umweltschutz und Wasserwirtschaft in polnischen Rahmenbedingungen ohne EU-Mitfinanzierung nicht durchgeführt werden können (Stankiewicz 2009). Daher werden hier die Zusätzlichkeits- und die Verlagerungseffekte (die zur Reduzierung der Arbeitsplätze in anderen Projekten führen können) vernachlässigt. Aufgrund mangelnder Datenverfügbarkeit bezüglich der Höhe von Löhnen und Gehältern für die potenziell benötigten Arbeitsplätze, wird deren betriebswirtschaftliche Berücksichtigung auf der Basis ersparter Jahressozialleistungen für einen Arbeitslosen in Ansatz gebracht. Diese Festlegungsart führt in jedem EU-Mitgliedstaat zu unterschiedlichen finanziellen Resultaten, stellt aber eine quantifizierbare und objektive Größe dar. Nach Angaben des polnischen Ministeriums für Arbeit und Sozialpolitik (PMPIPS) vom 14.04.2006 betrug die Arbeitslosenquote der jährlichen Grundleistung 1780 €/a (PMPIPS 2006) Dieser Wert wird mit der Anzahl der neuen Arbeitsplätze, gesondert nach den EA, mit dem Parameter 1,5 (indirekte Effekte) multipliziert und anschließend als Nettoarbeitsplätze ausgegeben.

25 Beispielsweise werden für eine Abfallbehandlungsanlage 100 zusätzliche geschaffene Bruttoarbeitsplätze notwendig. Die für die Umrechnungen benötigten Parameter werden nach kommunalen Schätzungen abgeleitet: Zusätzlichkeit (75%), Verlagerung (10%) und indirekte Effekte (+50%). Die Zahl der Nettoarbeitsplätze („…erhaltene Arbeitsplätze…“) beträgt somit: 100 • (1-0,75) • (1-0,1) • (1+0,5) = 34 Nettoarbeitsplätze

Neu geschaffene Arbeitsplätze Für die Einbeziehung neuer Abfallbehandlungsanlagen wird vom ZV ein Bedarf an zusätzlichem Personal ermittelt. Dieser hängt von der Anlagengröße, der geplanten Kapazität und darüber hinaus von den abfallwirtschaftlichen Zielen ab. Die neu geschaffene Arbeitsplätze werden mit dem Parameter für indirekte Effekte 1,5 zur Berechnung der Nettoarbeitsplätze bei Großprojekten (MBA, MVA) multipliziert (vgl. dazu EK 2007a). Somit beträgt die Zahl der Nettoarbeitsplätze nach EA als Beschäftigungseffekte; d.h. es gilt:

• Ausgangsalternative (EA- 0): o 2 geschaffene Arbeitsplätze für die Verwaltung

• Alternative mit Getrenntsammlung von mehreren Wertstoffen (EA- 1): o 7 geschaffene Arbeitsplätze, davon 5 für eine Sortieranlage und 2 für die

Verwaltung • Alternative mit einer MBA (EA- 2):

o 28 geschaffene Arbeitsplätze, davon 20 für die Anlage, 5 für die Kompostieranlage, 3 für die Verwaltung

o Nettoarbeitsplätze EA- 2 = 28 · 1,5 = 42 • Alternative mit einer MVA (EA- 3):

o 76 Arbeitsplätze, davon 65 für die Anlage (Horch 2009)26, 5 für die Kompostieranlage, 2 für Abfalltransporte zwischen der Anlage und einer Deponieanlage und 4 für die Verwaltung

o Nettoarbeitsplätze EA- 3 = 76 · 1,5 = 114

26 Aufgrund von fehlenden polnischen Erfahrungen im Bereich Verbrennung von Abfällen werden für die Berechnungen die Daten aus den deutschen MVA aufgenommen. Die geschätzte Mitarbeiterzahl einer MVA beträgt 60-65 Personen, in einem 4-5-Schicht-Arbeitssystem mit mindestens 5 Personen pro Schicht (Horch 2009)

4.5.2.5. Bewertung mit der KNA Die auf die jeweilige Entsorgungsanlagen abzuschätzenden indirekten Effekte sind in der Regel mit einer vergleichsweise größeren Unsicherheit behaftet, als die direkt erfassbaren monetären Größen.

Die Liste der möglichen indirekten Nutzen und Kosten kann nur unvollständig sein, weil die Betrachtung auf weitere Abfallmengen, den Verbrauch von Luft und Wasser sowie auf Luft- und Wasseremissionen ausgedehnt werden müsste. Es mangelt jedoch an zuverlässigen Ansätzen für die Monetarisierung sämtlicher Nutzen und Kosten. Hinzu kommt, dass mit der Ausweitung der Monetarisierung zugleich auch die Unsicherheit einer Ergebnisaussage wächst.

Ist es nicht möglich, diverse Einflussgrößen sinnvoll zu monetarisieren, dann müssen diese vernachlässigt werden. Andernfalls wäre es dazu kommen, dass die Aussagekraft des Bewertungsergebnisses fraglich und möglicherweise irreführend sein kann. Die nun für die KNA (ökonomische Aspekte) ausgewählten Bewertungskriterien werden aufgrund ihrer Relevanz und ihrer möglichen Messbarkeit einbezogen. Damit die EA verglichen werden können, werden direkte und indirekte Kosten und Nutzen auf bestehende Größen bezogen, und zwar auf die Einwohnerzahl / Haushaltszahl / erzeugten Haushaltsabfallmengen im Entsorgungsgebiet innerhalb eines Jahres (s. Tabelle 4.16). Die Durchführung der KNA innerhalb einzelner EA soll aufzeigen,

• welche die geringsten Kosten verursacht und den größten Nutzen darstellt und somit das kleinste Kosten-Nutzen Verhältnis aufweist,

• welche die niedrigsten (direkten und indirekten) Kosten pro Einwohnerzahl / Haushalte oder erzeugte Abfallmengen pro Jahr aufzeigt,

• welche die größten (direkten und indirekten) Nutzen pro Einwohnerzahl / Haushalte oder erzeugte Abfallmengen pro Jahr aufgezeigt.

Dadurch entstehen insgesamt 14 Verhältnisquotienten und somit aussagestarke Parameter (sechs für direkte, sechs für indirekte Kosten und Nutzen, dazu zwei für die gesamten Verhältnisse - s. Tabelle 4.16).

Tabelle 4.16: Zusammenstellung von direkt und indirekt erfassbaren Kosten und Nutzen für die KNA

BEWERTUNGSKRITERIEN ZUR KOSTEN-NUTZEN ANALYSE WIRTSCHAFTLICHKEITSANALYSE

∑ DIREKTE KOSTEN ∑ DIREKTER NUTZEN VERHÄLTNISSE

∑direkte Kosten / Einwohnerzahl EG ∑direkter Nutzen / Einwohnerzahl EG

∑direkte Kosten / Haushaltezahl EG ∑direkter Nutzen / Haushaltezahl EG

∑direkte Kosten / erzeugte Abf.-Menge EG/a ∑direkter Nutzen / erzeugte Abf.-Menge EG/a

ERWEITERTE WIRTSCHATFLICHKEITSANALYSE ∑ INDIREKTE KOSTEN ∑ INDIREKTER NUTZEN

VERHÄLTNISSE ∑indirekte Kosten / Einwohnerzahl EG ∑indirekter Nutzen / Einwohnerzahl EG

∑indirekte Kosten / Haushaltezahl EG ∑indirekter Nutzen / Haushaltezahl EG

∑Indirekte Kosten / erzeugte Abf.-Menge EG/a ∑indirekter Nutzen / erzeugte Abf.-Menge EG/a

GESAMTE VERHÄLTNISSE KOSTEN-NUTZEN DIREKT

KOSTEN-NUTZEN GESAMT EG – Entsorgungsgebiet, hier: der betrachtete ZV Dolina Quelle: Eigene Darstellung

4.5.3. Informationsbedarf für die ÖBM Zur Durchführung der ÖBM mit der Easewaste sind folgende Informationen erforderlich:

• Angaben zur Abfallsammlung: o allgemeine Daten (z.B. Anzahl Haushalte, Abfallmengen und –

zusammensetzung, Abfuhrrhythmus etc.) o Abfallbehälter und Container (erforderliche Mengen) o Sammelfahrzeuge (z.B. Kraftstoffverbrauch pro Mg/Abfall)

• Angaben zur Abfallbehandlung und -beseitigung:

o Abfallbehandlungsanlagen (Input, Output, Sortiereffizienz für Sortier-, Kompost-, MBA- und MVA-Anlagen)

o Deponiegas- und Sickerwassererfassung

4.5.3.1. Abfallsammlung Allgemeine Daten Abfälle können getrennt oder nicht-getrennt gesammelt werden. Die Sammlung wird entweder in Abfallbehältern oder in Säcken im ZV Dolina organisiert. Nach der Abfallerfassung durch die Sammelunternehmen werden die Abfälle der Sortierung, Kompostierung und Verwertung (AP, AG) zugeführt (s. Tabelle 4.17).

Abfälle aus nicht getrennter Sammlung sowie die Reststoffe / Sortierreste aus den genannten Schritten (Sortierung, Kompostierung etc.) werden anschließend deponiert. Mechanisch-biologische sowie thermische Abfallbehandlung werden im betrachteten ZV Dolina zurzeit nicht eingesetzt. Tabelle 4.17: Standortspezifische Annahmen zur Abfallsammlung

ANNAHMEN ZUR BEWERTUNG HOLSYSTEM

(OFFENE WOHNBEBAUUNG) HH

BRINGSYSTEM (WOHNBLÖCKE)

ALLGEMEINE DATEN:

Anzahl Haushalte 2006 (Tsd.) 34 109

Gesamthaushaltsabfallaufkommen (Tsd. Mg/a) 42 83,6

- davon getrennt gesammelte Wertstoffe (Tsd. Mg/a) 4,6 keine

Haushaltsabfallaufkommen pro Einwohner (kg/Jahr) 293,9 293,9

Personenzahl nach Haushaltsart 4,21 2,61

DATEN ZUR ABFALLSAMMLUNG:

Sammelsystem Holsystem Bringsystem

Container-/Abfallbehältergröße 120 L / 240 L 1,1 MGB

(GETRENNT) GESAMMELTE ABFALLFRAKTIONEN:

Haushaltsabfälle √ √

Altpapier¹ √ √

Altglas¹ √ √

Bioabfälle¹ √ -

ABFUHRRHYTHMUS:

Zweimal im Monat Papier, Glas -

Viermal im Monat Haushaltsabfälle Papier¹, Glas¹

Achtmal im Monat Bioabfälle¹ Haushaltsabfälle ¹ je nach betrachteter EA Quelle: Angaben von Sammelunternehmen und dem ZV Dolina Die Sammlung der Abfälle aus offener Wohnbebauung erfolgt über das sog. Holsystem. Im Holsystem werden Abfällbehälter in der Nähe der Haushalte eingesetzt (i.s. 120 bzw. 240 Ltr.-BH). Diese werden nach Befüllung von den Einwohnern an den Straßenrand abgestellt und dort vorwiegend von den privaten/öffentlichen Abfallfahrzeugen abgeholt.

Die Einwohner offener Wohnbebauung trennen zurzeit Wertstoffe (AP, AG – s. Abkürzungsverzeichnis). Bioabfälle werden momentan nicht separat erfasst. Die getrennte Sammlung von Bioabfällen wird aber in den betrachteten EA simuliert. Die betrachteten Haushaltsabfälle und Bioabfälle werden viermal und AP und AG zweimal im Monat abgeholt.

Die Erfassung der Abfälle aus Wohnblöcken erfolgt über das Bringsystem. Beim Bringsystem werden die Abfälle in Abfallsäcken zu Sammelinseln gebracht und von Sammlern abgeholt. Die Abfallsammlung erfolgt in 1,1 MGB-Containern.

Die Sammlung HH-aussortierter Wertstoffe erfolgt je nach betrachteter EA. Die Haushaltsabfälle aus Wohnblöcken werden achtmal, Wertstoffe zweimal im Monat abgeholt. Im Bringsystem werden Bioabfälle nicht separat gesammelt.

Detaillierte Angaben zu Abfallmengen und –zusammensetzung wurden bereits in Kapitel 2.9.2. dargestellt. Abfallvolumen Das Abfallvolumen unterscheidet sich u.a. nach der Bebauungsstruktur, nach anfallenden Abfallfraktionen etc. (s. Tabelle 4.18). Tabelle 4.18: Standortspezifisches Abfallvolumen pro Einwohner/Jahr pro Fraktion, Angaben in m3

ABFALLVOLUMEN PRO EINWOHNER UND JAHR (in m³/E·a)

städtische Bebauungsstruktur ländliche Bebauungsstruktur Haushaltsabfälle in m³ 1,80 Haushaltsabfälle in m³ 1,30

- davon Papier und Karton in m³ 0,31 - davon Papier und Karton in m³ 0,23 - davon Glas in m³ 0,21 - davon Glas in m³ 0,15 - davon Bioabfälle in m³ 0,41 - davon Bioabfälle in m³ 0,30

Angaben für 2006 von KZG (2006); die städtische Bebauungsstruktur bezeichnet die Einwohnerdichte mit über > 1800 E/km² (KZG 2006)

Das Volumen an gemischten Haushaltsabfällen bei städtischer Bebauungsstruktur beträgt 1,8 m³ pro Einwohner im Jahr (m³/E pro Jahr) und bei ländlicher rd. 1,3 m³/E pro Jahr. Das Volumen von Papier und Karton beträgt jährlich in städtischer Bebauungsstruktur 0,31 m³/E pro Jahr und in ländlicher - 0,23 m³/E pro Jahr; von Glas: entsprechend 0,21 m³/E pro Jahr und 0,15 m³/E pro Jahr; von Bioabfällen: entsprechend 0,41 m³/E pro Jahr und 0,30 m³/E pro Jahr.

In der Praxis erfassen die Sammelunternehmen höchst unterschiedliche Abfallfraktionen.

Sammelfahrzeuge Die Einzelheiten pro eingesetztem Sammelfahrzeug hinsichtlich Technologie, Nutzlast, Euro-Normen und Kraftstoffverbrauch nach Mg Abfall sind dafür in der Tabelle 4.19 aufgelistet.

Beispielweise werden die Haushaltsabfälle im Bringsystem mit Diesel-Sammelfahrzeugen mit dem Nutzlast-Wert 10 Mg erfasst. Diese Sammelfahrzeuge erfüllen Anforderungen der Euro-Norm 3. Der Kraftstoffverbrauch beträgt 1,57 L pro erfasster Mg Abfall. Da die Sammler keine Informationen zum Kraftstoffverbrauch angaben (Gründe: fehlende Kenntnis bzw. Firmengeheimnisse), werden dänische Durchschnittswerte aus der Easewaste-Datenbank eingesetzt. Tabelle 4.19: Allgemeine Annahmen zu Sammelfahrzeugen

HOLSYSTEM BRINGSYSTEM GESAMMELTE FRAKTIONEN Techn.+

Nutzlast Euro-Norm

Verbrauch [L/Mg]

Techn.+ Nutzlast

Euro-Norm

Verbrauch [L/Mg]

Haushaltsabfälle Diesel 10 Mg 3 3,27 Diesel 10 Mg 3 1,57

Altpapier Diesel 10 Mg 3 6,59 Diesel 10 Mg 3 3,49

Altglas Diesel 10 Mg 2 4,9 Diesel 10 Mg 2 4,9

Bioabfall Diesel 10 Mg 3 3,27 Keine Sammlung von Bioabfall

Sortierfraktion zur Verbrennung Diesel, 25 Mg 3 0,03

L/Mg/Km Diesel, 25 Mg 3 0,03 L/Mg/Km

Quelle: Eigene Darstellung. Die Annahmen hinsichtlich des Kraftstoffverbrauchs pro Mg Abfall werden aufgrund von fehlenden Daten aus dem Entsorgungsgebiet aus der Easewaste-Datenbank übernommen

4.5.3.2. Abfallbehandlung Abfallbehandlungsanlagen Die Annahmen für existierende (Sortier-, Kompostier- und Deponieanlage) und geplante (MBA, MVA) Abfallbehandlungsanlagen sind der Tabelle 4.20 zu entnehmen. Da für die meisten zu berücksichtigenden Anlagen KEINE erforderlichen Daten für Ökobilanz-Berechnungen vorliegen (außer der Sortiereffizienz der Sortieranlage), werden die Angaben aus der Easewaste-Datenbank übernommen.

Tabelle 4.20: Allgemeine Annahmen zu Abfallbehandlungsanlagen

Abfall-behandlungs-anlage

Input Output Sortiereffizienz Energie-verbrauch (kWh/Mg)

Altpapier Glas, Sortierreste 70% Glas, 30% Sortierreste Sortier-

anlage¹ Altglas Papier, Sortierreste 60% Papier, 40%

Sortierreste

Kompost 64,5 TS in % of WW

Sortierreste nach erster Siebung 95 TS in % of WW Kompost-

anlage Bioabfälle aus Haushalten

Sortierreste nach zweiter Siebung 95 TS in % of WW

Altglas zur Nachsortierung Glas, Sortierreste 60% Glas, 40%

Sortierreste

Altpapier zur Nachsortierung PPK, Sortierreste

85% Papier (dv. 25% zu EBS, 70% zum Recycling), Sortierreste 15%

gemischte Haushaltsabfälle zur Sortierung

EBS (aus Plastik, Textilien, Sortierresten)

60% Plastik, 60% Textilien zu EBS

MVA Sortierreste zur Rostfeuerung

Wärme 78%, Elektrizität 17,9%, Verluste 4,1%

trifft nicht zu 51,4²

¹ Angaben zur Sortieranlage vom Betreiber (außer Energieverbrauch), für sonstige Anlagen aus der Easewaste-Datenbank

² davon 26,2 kWh/Mg Eigenverbrauch und 25,2 kWh/Mg Wärmeabgabe Quelle: Eigene Darstellung

Beispielweise werden hier als Output der geplanten MBA sowohl Glas, PPK (s. Abkürzungsverzeichnis) und auch EBS genannt. Diese Fraktionen u.a. werden mit der nachfolgenden Sortiereffizienz gewonnen: Glas 60%, PPK 85%, Kunststoffe 60% und Textilien 60%. Die Outputprodukte werden nach den Angaben der MBA-Betreiber aufgeführt. Deponiegas und Sickerwasser Außer Input, Output und Sortiereffizienzen werden als Berechnungsannahmen die Angaben zu Deponiegas- und Sickerwassererfassung aufgrund fehlender Daten von Deponiebetreibern aus der Easewaste-Datenbank eingesetzt. Diese werden in der Tabelle 4.21 dargestellt.

Tabelle 4.21: Allgemeiner technischer Stand und Emissionen aus der Entstehung und Erfassung von Deponiegas und Sickerwasser

Gasentstehung Gaserfassung

Zeit-raum

entstehendes Deponiegas

Zeit-raum

erfasst aus entstan-

denem Gas

dv. zur Wärme-

erzeugung

dv. zur Elektrizitäts- erzeugung

dv. Entlüftung

Jahre [%] Jahre [%] [%] [%] [%]

2 2 2 0 0 0 100

3 8 3 40 70 30 0

35 70 35 40 70 30 0

60 16 60 0 0 0 100

Sickerwasser-entstehung Sickerwassererfassung

Zeit-raum

entstehendes Sickerwasser Zeitraum

dv. gesammeltes Sickerwasser

zu Abwasser-behandlungs-

anlage

direkte Abwasser-einleitung

Jahre [mm/a] Jahre [%] [%] [%]

2 500 20 95 100 0

8 250 20 70 100 0

30 200 30 0 0 100

60 180 30 0 0 100 Quelle: Eigene Darstellung. Angaben und darauf basierte Berechnungen zu Deponiegas und Sickerwasser aus der Easewaste-Datenbank

So entstehen z.B. im dritten Jahr nach Abfallablagerung 8% des Deponiegases aus dem 100-Jahren-Zeitraum. Davon werden 40% erfasst. Die verbleibenden 60% entweichen in die Atmosphäre. Aus den erfassten 40% werden wiederum rd. 70% zur Wärme- und 30% zur Elektrizitätserzeugung genutzt. Die Angaben für Sickerwasser sind ähnlich zu interpretieren. Nach dem zweiten Jahr entstehen jährlich 250 mm Sickerwasser. Davon werden 95% gesammelt und zu 100% zu einer Abwasserbehandlungsanlage abgeleitet.

4.5.4. Bewertungskriterien in der ÖBM

4.5.4.1. Ausgewählte Sachbilanz- und Wirkungsabschätzungskategorien Fossile und biogene CO2 sowie Schadstoffgehalte, innerhalb des gesamten Entsorgungsprozesses identifiziert (Abfallerfassung, -transporte und Behandlung), werden mit der Easewaste erfasst; darüber kann eine Sachbilanz erstellt und das Ergebnis (bezogen auf die jeweilige EA) berechnet und ergebnisorientiert dargestellt werden.

Die ausgewählten Kriterien für die ÖBM als Ergebnis einer Sachbilanz mit der EDIP 97 können sein:

• verursachte Emissionen durch CO2 (fossilen und biogenen Ursprungs) • verursachte Emissionen von Schadstoffen (z.B. SO2, Schwermetalle etc.)

Die ausgewählten Kriterien als Ergebnis einer EDIP 97-Wirkungsabschätzungsmethode sind:

• potenzielle Umweltauswirkungen (z.B. Eutrophierung, Humantoxizität), • zusätzliche Umweltauswirkungen zur Standardauswirkungen aus der

CML-Methode (z.B. gespeicherte Ökotoxizität; vgl. Anhang 12-10 mit der EDIP-Methode Beschreibung),

• Ressourcenverbrauch (z.B. Verbrauch von Rohstoffen). Die Umweltauswirkungen werden in drei Bewertungskategorien (potenzielle Umweltauswirkungen / nicht-toxische und toxische und zusätzliche Umweltauswirkungen sowie Ressourcenverbrauch) eingruppiert und in der Tabelle 4.22 zusammengestellt: Tabelle 4.22: Auswahl der Kategorien in der Sachbilanz und Wirkungsabschätzung in der EDIP-Methode

SACHBILANZ WIRKUNGSABSCHÄTZUNG fossile / biogene CO2-EMISSIONEN SCHADSTOFFE

POTENZIELLE: NICHT-TOXISCHE: Bildung von Photooxidantien Treibhauseffekt Abbau stratosphärischen Ozons Eutrophierung Versauerung TOXISCHE: Ökotoxizität in Boden Ökotoxizität in Wasser Humantoxizität via Boden Humantoxizität via Luft Humantoxizität via Wasser ZUSÄTZLICHE: zerstörte/geschädigte Grundwasserressourcen gespeicherte Ökotoxizität in Wasser gespeicherte Ökotoxizität in Boden RESSOURCENVERBRAUCH: Rohstoffe (fossile Energieträger)

Die ausgewählten Sachbilanz- und Wirkungsabschätzungskategorien werden in der Tabelle 4.22 zusammengestellt. Es wird in diesem Abschnitt auf eine detaillierte Darstellung der EDIP-Methode verzichtet, weil diese in dem Anhang 12-9 und Anhang 12-10 ausführlich beschrieben werden.

4.5.4.2. Verursachte Emissionen von CO2

Die Entstehungspotenziale von CO2-Emissionen über alle Entsorgungsaktivitäten innerhalb einer EA resultieren:

• bei Sammeltransporten - aus Treibstoffverbrauch von Sammelfahrzeugen und

• in Abfallbehandlung: o über die Kompostierung und mechanisch-biologische

Abfallbehandlung - aus Emissionen bei der Kompostierung bzw. mechanisch-biologischer Abfallbehandlung

o über die Deponierung - aus Emissionen von Methan durch Entweichen des Deponiegases sowie dessen Nutzung (z.B. über VA-kWh, Q; Fackelung),

o über die thermische Verwertung - durch Verbrennung der Abfälle Bei der Berechnung von CO2-Emissionen wird Kohlenstoff fossilen und biogenen Ursprungs unterschieden.

CO2-Emissionen aus nachwachsenden Rohstoffen werden bei der Bilanzierung des Treibhauseffektes nicht angerechnet und als neutral betrachtet (keine Lastschrift). CO2-Emissionen aus fossilen Energieträgern werden hingegen beim Treibhauseffekt angerechnet. Die CO2-Vergleichsbilanz wird hier nach EA aufgezeigt.

4.5.4.3. Energieeffizienz der Abfallbehandlungsanlagen Durch die Elektrizitäts- oder Wärmegewinnung (z.B. aus der thermischen Abfallbehandlung) können fossile Energieträger substituiert und damit ein Beitrag zum Klimaschutz geleistet werden (Pacher et al. 2007)27. Die Problematik des Emissionshandels wird in diesem Abschnitt aufgrund der Nicht-Einbindung von MVA nicht gesondert betrachtet; wird aber im Anhang 12-25 näher erläutert. Bei Verbrennung von Deponiegas wird Energie aus erneuerbaren Energiequellen (EnG, EK 2007) mit dem Emissionsfaktor Null (Mg CO2/TJ oder Mg oder Nm³) gewonnen. Die Rückgewinnung von Energie durch Deponiegasverwertung kann zur Deckung des Eigenenergiebedarfs (auch andere Nutzungen denkbar – z.B. Aufbau eines Wärmeversorgungsnetzes für Haushalte am Beispiel Berlin Schwanebeck und Wernsdorf, in: Dierkes / Bruch 2008 a) genutzt werden. Dadurch werden teilweise fossile Energieträger ersetzt, was CO2-Emissionen vermindert. Je effektiver die Gasfassung, desto mehr Emissionen aus fossilen Energieträgern können eingespart werden.

Die realen Gaserfassungsquoten liegen jedoch auch bei hochwertigen Anlagen aufgrund betrieblicher und technischer Restriktionen bei rund 50% der entstehenden Gasmengen (Fricke et al. 2009). Damit werden im Rahmen dieser Arbeit Deponiegas aus entsprechenden Anlagen zu 50% sowie die restlichen freigesetzten und nicht-erfassten Methanmengen bei der Berechnung in der Gesamtökobilanz erfasst und in die Berechnungen übernommen.

Bei der Müllverbrennung werden hier folgende Energieeffizienzen berücksichtigt: Die erzeugte Energie aus der Müllverbrennung wird aus dem unterem Heizwert des feuchten Abfalls unter Berücksichtigung der Abfallzusammensetzung berechnet (Riber et al. 2008) und beträgt in dem betrachteten Beispiel Hu 11510 kJ/kg (11,51 GJ/Mg) i.roh (Berechnung mit der Easewaste).

GJ/Mg werden in MWh/Mg umgerechnet; d.h.: 11,51 GJ/Mg machen 3,2 MWh/Mg (EK 2006).

27 Außer Elektrizität und Wärme ist auch möglich die Kälteversorgung durch Absorptionskältemaschinen bei saisonalen Heizenergiebedarfsschwankungen (am Beispiel Wiens) bereitzustellen (Wallisch 2009).

Der Wärme- und Elektrizitätsoutput wird als Prozentanteil des unteren Heizwertes (bezogen auf den feuchten Abfall) bestimmt, d.h.: entsprechend: Wärme 78%, Elektrizität 17,9%, Verluste 4,1% (aus den Berechnungen mit der Easewaste, Beispiel für Vestforbraending-MVA mit Rostfeuerung). MVA-Eigenverbrauch beträgt 10% der verbrannten Abfälle nach Besten Verfügbaren Techniken (englisch: Best Available Techniques - BAT) für Müllverbrennung (EK 2006).

Bei Hu 11510 kJ/kg i.roh werden somit 3,2 MWh/Mg, davon 2,5 MWhth/Mg und 0,57 MWhe/Mg erzeugt. Bei niedrigeren Hu 8000 kJ/kg (8 GJ/Mg) i.roh (Hu für polnische MVA-Projekte; Pajak 2010, Mdl. Mitt.) werden 2,2 MWh/Mg erzielt, davon 1,7 MWhth/Mg und 0,4 MWhe/Mg.

Die Annahmen zur Wärme- und Elektrizitätsoutput sind hier nur als Beispiel zu betrachten.

Die Energieeffizienz ist von den angewandten Technikkomponenten wie Kessel, Rost, Turbine, Wärmeaustauscher etc. abhängig. Die geplanten polnischen MVA werden die BAT-Standards (Beste Verfügbare Techniken; englisch: Best Available Techniques - BAT) erfüllen müssen. Es ist auch davon auszugehen, dass in Polen aufgrund von klimatischen Bedingungen mehr Wärme als Elektrizität gebraucht wird. Die Energieeffinzienz-Berechnungen für einzelne MVA-Projekte sind nicht vorhanden, weil diese in Rahmen von Machbarkeitsstudien ermittelt werden.

Somit können ähnliche %-Verwertungseffekte erreicht und für die Ergebnisermittlung berücksichtigt werden. Andere Werte (z.B. 100% Wärme- oder 100% Elektrizitätoutput) werden in Rahmen von Sensitivitätsanalyse berücksichtigt.

4.5.4.4. Vermeidung von Schadstoffemissionen Die Einbeziehung von Schadstoffemissionen, ähnlich wie bei CO2-Emissionen (deren Bildung über alle Entsorgungsaktivitäten nach EA) lässt sich damit begründen, dass die Schadstoffentfrachtung das Hauptziel der Abfallentsorgung ist. Somit ist es für eine Bewertung äußerst wichtig, welche Entsorgungswege nun Schadstoffe vermeiden bzw. minimieren können. Als hier berücksichtigte Schadstoffe werden CH4, SO2, NOx, MNVOC, Schwermetalle, Salze, Säuren, Basen und sonstige verstanden. Die Ermittlung von Schadstofffrachten erfolgt über das Ergebnis einer Sachbilanz.

4.5.5.5. Bewertung mit der ÖBM

Funktionelle Einheit Die funktionelle Einheit28 wird in der durchgeführten Ökobilanz als die Entsorgung von Haushaltsabfällen von ihrer Entstehung in Haushalten bis hin zu deren Beseitigung / Verwertung mit benutzerbestimmter Abfallzusammensetzung im Jahr 2006 im betrachteten Zweckverband mit Berücksichtigung von Emissionen aus der Energieherstellung sowie aus Abfalltransporten definiert.

Die Berücksichtigung von Emissionen aus der Energieherstellung wird mit dem Fakt argumentiert, dass nach den Angaben von IEPOE (2008) – Industriekammer für Energie und Energieabnehmer - (Izba Energetyki Przemysłowej i Odbiorców Energii) von 2008 bei der Energieherstellung in Polen 0,95 Mg CO2 pro MWh erzeugt werden (Stand: 2008, EU-Durchschnitt 0,41). Somit hat jede Ersparnis in diesem Gebiet (z.B. bei energetischer Verwertung von Abfällen) umweltbezogene und finanzielle Wirkungen. Die Berücksichtigung von Emissionen aus Abfalltransporten ist damit zu begründen, dass sich diese innerhalb der EA aufgrund von Sammlung von Wertstoffen und Abfalltransporten zu einer geplanten MVA ändern. Die Umweltauswirkungen aus der Herstellung von Anlagen / Fahrzeugen / Abfallbehältern29 werden nicht berücksichtigt, weil diese nach McDougall et al. (2001) zitiert in Cleary (2009) relativ niedrige Emissionen im Vergleich zu Entsorgungsprozessen verursachen.

Modelinputs und -outputs Inputs im Modell wie die Nutzung von Materialien (Kalk, Aktiv-C, Wasser etc.), Energie (Energie, Wärme, Erdgas, Diesel, Benzin, Holz etc.) werden in Massenströmen quantifiziert, in einzelne Bewertungsmodule eingebaut und als Outputs wie z.B. direkte Emissionen in Luft, Boden oder Wasser (prozessspezifische Emissionen) in der Sachbilanz (Massenbilanzen) dargestellt.

Sollten nun Materialien und / oder Energie ersetzt werden, dann werden die bei deren Herstellung zu berücksichtigenden Emissionen in Luft, Wasser und

28 Nach ISO 14040: 2006 wir als „Funktionelle Einheit - ein quantifizierter Nutzen eines Produktsystems für die Verwendung als Vergleichseinheit“ bezeichnet. 29 Diese werden nach Cleary (2009) als sekundäre Systemgrenze genannt und können bis hin zu 10% der gesamten Umweltauswirkungen aus Entsorgungssystemen („rule of thumb“) betragen.

Boden von den im Entsorgungssystem entstandene Emissionen abgezogen (Kirkeby et al. 2006).

Im betrachteten Entsorgungssystem basiert die Energieherstellung (Elektrizität und Wärme) auf Kohle (vgl. dazu Anhang 12-26 mit der Primärenergieherstellung in Polen). Damit werden die bei der Energieherstellung entstandene, teilweise über den Betrieb einer MVA dann vermiedenen Emissionen kompensiert. In dem Modell werden dann Daten wie die Vorsortierung der Abfälle von Haushalten und Aussortierung von Abfallbehandlungsanlagen, die Entsorgungsentfernungen (Abfalltransporte im Entsorgungsgebiet) und die Transportentfernungen (Abfalltransporte zu den Anlagen außerhalb des Entsorgungsgebietes, z.B. zu einer MVA) sowie der Kraftstoffverbrauch bestimmt.

Normierungs- und Gewichtungsfrage Weiterhin kann die Normierung durchgeführt werden, die Umweltauswirkungen in die Personenäquivalente umwandelt. Die Normierung wird in dieser ÖBM im ZV Dolina innerhalb eines Jahres, bezogen auf die Haushaltsmengen und die Einwohnerzahl, durchgeführt und in Personenäquivalenten nach folgender Formel ausgedrückt. Ni (normalisiertes Wirkungspotenzial in der Wirkungskategorie i) = Wi (Wirkungspotenzial in i) dividiert durch Bi(ref) als Gesamtbelastung- / verbrauch in i im Referenzgebiet pro E als Einwohner im Referenzgebiet (im ZV Dolina pro ZV-Einwohnerzahl), d.h.: Ni = Wi • E(ref) / Bi(ref) Aufgrund von fehlenden in nationalen Vorgaben und politischen Reduktionszielen in Polen (für einzelne Substanzen zu relevanten Wirkungskategorien) wird es keine Gewichtung einzelner Kategorien vorgenommen.

Interpretation der Ergebnisse Die durch eine Sachbilanz gelieferten Massenbilanzen geben den Ressourcenverbrauch und damit verbunden Emissionen wider. Umweltauswirkungen werden je nach gewählter Wirkungsabschätzungsmethode berechnet. Die aus der Wirkungsabschätzungsmethode resultierenden Umweltauswirkungen und der Ressourcenverbrauch können negative oder positive Werte aufweisen.

Bei der Interpretation werden die positiven Werte als Belastungen für die Umwelt verstanden. Negative Werte werden als Entlastung für die Umwelt bezeichnet. Sie bedeuten insbesondere Vermeidung einer Umweltauswirkung oder Verminderung des Ressorcenverbrauchs und zwar durch den Primärersatz von Materialien (z.B. Papier, Glas / Wertstoffe) bzw. durch ersparte Kraftwerksenergie (Elektrizität, Wärme / aus der VA von Abfällen).

4.5.5. Informationsbedarf für die NWA Zur Duchrführung der NWA werden folgende Informationen benötigt:

• Bewertungskriterien und Indikatoren • Gewichtung • Werteskala • Fragebögen

4.5.5.1. Bewertungskriterien und Indikatoren Die berücksichtigten Bewertungskriterien mit zugeordneten Indikatoren sollen primär der Bestandsaufnahme im Entsorgungsgebiet (hier: Bereiche Soziales u. Technik) und damit der Sammlung notwendiger Informationen dienen. Diese Kriterien berücksichtigen unterschiedliche Belange der Entsorgungsteilnehmer und Rahmenbedingungen der polnischen Abfallwirtschaft (vgl. Kapitel 2). Dabei werden die wissenschaftlich anerkannten und in Kapitel 3.2. zugrunde gelegten Anforderungen berücksichtigt. Fakt ist, dass es in der Praxis kaum Bewertungskriterien bzw. Indikatoren geben dürfte, die alle genannten Anforderungen vollständig erfüllen. Dazu kommt noch, dass je nach Zielsetzung der Arbeit unter Umständen weitere Bewertungskriterien und Indikatoren identifiziert werden müssten. Die Erarbeitung der hier formulierten Kriterien basiert auf bisherigen Literaturquellen und vorhandenen Untersuchungen (s. Tabelle 4.23). Bei nicht in der Literatur vorhandenen aber für die Bewertung wichtigen Kriterien werden diese von Erfahrungswerten einzelner Entsorgungsteilnehmer durch Interviews unterstützt (s. Kriterium T.4 in der Tabelle 4.23). Die Bewertungskriterien nach Bereichen mit Quellenangabe werden in der Tabelle 4.23 zusammengefasst dargestellt.

Tabelle 4.23: Zusammenstellung von Informationsquellen für Bewertungskriterien für technische und soziale Aspekte im Bewertungsverfahren

Bereich Kriterium Quelle Bewertung

T.1 KPGO (2006), WPZOWP (2006), Schweitzer (1995)

T.2 KPGO (2006), WPZOWP (2006), Schweitzer (1995)

T.3 Schweitzer (1995)

plausibel und sinnvoll

T.4 eigene Erarbeitung nach Meinungen / Erfahrungswerten kommunaler Entscheidungsträger

nach Plausibilität, Genauigkeit, Verständlichkeit und inhaltliche Relevanz durch ein Expertenteam geprüft

T.5 Schweitzer (1995)

technisch

T.6 Schweitzer (1995) S.1 vorhandene Untersuchung¹ S.2 vorhandene Untersuchung¹

S.3 Graubner / Hüske (2003), Schweitzer (1995)

S.4 vorhandene Untersuchung¹

sozial

S.5 vorhandene Untersuchung¹

plausibel und sinnvoll

¹ Diese Kriterien wurden aufgrund der großen Einwohnerzahl im ZV Dolina für die Ermittlung der Antworten für soziale Aspekte aus der Untersuchung: Das „Verhalten und Einstellung der Einwohner gegenüber der Entsorgung von Haushaltsabfällen“ übernommen und aus ursprünglicher Quelle umformuliert / angepasst

4.5.5.2. Gewichtung Bei der Gewichtung der Kriterien / Indikatoren zueinander wurde auf die Ziele der Abfallwirtschaft und Nachhaltigkeitsaspekte eingegangen. Zudem wurden auch gezielt die Meinungen und Erfahrungswerte kommunaler Entscheidungsträger hinsichtlich der Bedeutung entsprechender Entsorgungsaspekte mittels Fragebögen einbezogen. Da nun die Kommune die Gewichtung von Kriterien zueinander in Eigenverantwortung vornimmt, sorgt sie gleichzeitig auch für eine wissenschaftliche Ausrichtung des gesamten Prozesses. Die Gewichtung technischer Bewertungskriterien wurde definiert und wie folgt festgelegt (vgl. Anhang 12-30):

• T.1 wird aus der Perspektive der Kommune mit höchster Priorität und damit dem Bewertungskriterium Gewichtung 30% angegeben.

• Weniger wichtig und gleichrangig werden die Bewertungskriterien T.2 und T.4 mit jeweils 20% Gewichtung betrachtet.

• T.3, T.5 und T.6 werden mit 10% Gewichtung gleichrangig und als relativ gering bedeutend im Entsorgungssystem eingestuft.

Im Bereich Soziales lässt sich die Gewichtung einzelner Kriterien wie folgt beschreiben (vgl. Anhang 12-31):

• S.1 und S.2 werden vorrangig betrachtet und diesen deshalb die

Gewichtung 30% zugewiesen. • S.4 wird als weniger wichtig angesehen und mit 20% Gewichtung

eingestuft. • S.3 und S.5 sind diejenigen Kriterien, die für Kommunen eine relativ

geringe Bedeutung haben; d.h. die Gewichtung erfolgt mit 10%.

4.5.5.3. Werteskala Da sich die in Kapitel 3.4.3.1. vorgestellte Likert-Skala (vgl. dazu auch Tabelle 3.14) für die Bewertungskriterien und Indikatoren in der vorliegenden Arbeit nicht bei jeder Frage eignet, wurden hier sechs (von A bis F) auf der Logik von der Likert-Skala basierende selbst entwickelte Skalenarten für die Meinungsfragebögen entwickelt und eingesetzt (s. Tabelle 4.24). Als Anforderungen resultieren deshalb die Einfachheit und Nachvollziehbarkeit für die Befragten bei der Antwortangabe sowie ein adäquates Verhältnis zwischen Aufwand und Ergebnis. Tabelle 4.24: Skalenarten mit Antwortbereich zur Bewertung von technischen und sozialen Kriterien im Rahmen des entwickelten Verfahrens

SKALENARTEN MIT ANTWORTMÖGLICHKEITEN

A Pkt. B Pkt. C Pkt. D Pkt. E Pkt. F Pkt.

sehr gut 5 sehr hoch 5 völlig ausreichend 5 sehr

wichtig 5 sehr gering 5 sehr selten 5

gut 4 hoch 4 eher ausreichend 4 wichtig 4 gering 4 selten 4

befrie-digend 3 befrie-

digend 3 befrie-digend 3 gleich-

gültig 3 mittel-mäßig 3 mittel-

mäßig 3

eher genügend

2 niedrig 2 eher genü-gend 2 eher

unwichtig 2 groß 2 häufig 2

ungenügend 1 sehr niedrig 1 nicht

ausreichend 1 unwichtig 1 sehr groß 1 sehr häufig 1

4.5.5.4. Fragebögen Zur Datenermittlung für technische und soziale Kriterien wurden Fragebögen entwickelt (s. Anhang 12-32 Anhang 12-33). Für die Zwecke dieser Arbeit wurden

diese allgemein und dann speziell für den ZV formuliert. Für andere Ziele müssen allgemeine Fragebögen umformuliert bzw. ergänzt werden. Unter Fragebögen werden Fragenkataloge für Probanden (hier: Entsorgungsteilnehmer – s. Kapitel 4.3.1.) verstanden. Es wurden für die NWA Meinungsfragebögen entwickelt, d.h. Bögen mit vorgegebenen Antworten pro Frage, um eine Beurteilung zu ermitteln.

o Die Entsorgungsteilnehmer wurden nach ihren Beurteilungen zu relevanten technischen und sozialen Aspekten befragt (Meinungen, Präferenzen und Einstellungen).

o Die Antworten wurden auf eine ausgewählte Werteskala übertragen (s.Tabelle 4.24) und transformiert30.

o Jeder gegebenen Antwort wurde ein Wert aus der Skala zugewiesen. Ein Beispiel für die Meinungsfrage ist S.1.5. „…Wie benutzerfreundlich stellt sich die Abfallentsorgung im Entsorgungsgebiet dar?...“ mit einem Antwortbereich: „…sehr hoch / hoch / befriedigend / niedrig und sehr niedrig…“ (s. Anhang 12-33 mit Fragebögen). Die Zuordnung der Kriterien zu einzelnen Entsorgungsteilnehmern ist der Tabelle 4.25 zu entnehmen. Tabelle 4.25: Kriterienzuordnung zu einzelnen Entsorgungsteilnehmer im entwickelten Bewertungsverfahren

befragte Entsorgungsteilnehmer Kriterien mit zugehörigen Indikatoren Kommune T.1, S.3 Einwohner S.1, S.2, S.4, S.5 Sammler T.3, T.5, T.6 Abfallbehadlungsanlagen T.2, T.3, T.4, S.3

30 Transformation bedeutet hier Umformung der Daten in ein Format, das sich für die Anwendung einzelner Bewertungsmethoden eignet. Dies erfolgt durch die Eintragung in ein Koordinatensystem (z.B. durch Datenabbildung auf eine Werteskala).

4.5.6. Bewertungskriterien für NWA

4.5.6.1. Technische Aspekte In der Tabelle 4.26 werden die Kriterien (von T.1 bis T.6) mit zugeordneten Indikatoren für technische Aspekte dargestellt.

Tabelle 4.26: Auswahl der Bewertungskriterien mit zugeordneten Indikatoren im Bereich Technik für das entwickelte Bewertungsverfahren

BEWERTUNGSKRITERIUM INDIKATOR

T.1.1 - Betriebserfahrung der Abfallbehandlungsanlagen T.1.2 - Störanfälligkeit der Abfallbehandlungsanlagen T.1.3 - Modernisierungsgrad der Abfallbehandlungsanlagen

T.1 . ENTSORGUNGSSICHERHEIT eines ENTSORGUNGSSYSTEM

T.1.4 - Entwicklungspotenzial der Abfallbehandlungsanlagen T.2.1 - Kapazität der Abfallbehandlungsanlagen / anfallende Abfallmengen T.2 - KAPAZITÄT DER

ABFALLBEHANDLUNGSANLAGEN T.2.2 - Kapazität der Abfallbehandlungsanlagen / Einwohner

T.3.1 - Zeitauslastung T.3 - AUSLASTUNG der ABFALLBEHANDLUNGSANLAGEN und ENTSORGUNGSUNTERNEHMEN T.3.1 - Zeitverfügbarkeit

T.4.1 - Energieerzeugung (pro Mg Abfall) T.4.2 - Wärmeerzeugung (pro Mg Abfall) T.4.3 - Kompost- und Produktmengen / entsorgte Bioabfallmengen T.4.4 - Gasfassung aus Deponierung (pro Mg Abfall)

T.4 - EFFIZIENZ der GEWINNUNG von PRODUKTEN aus ENTSORGUNGSPROZESSEN

T.4.5 - Wertstofffraktionen (pro Mg Abfall) T.5.1 - Schnelligkeit der Entleerung der Abfallbehälter T.5.2 - Nutzlast pro Sammeleinheit T.5.3 - Schnelligkeit b. d. Sammlung von Abfällen T.5.4 - Schnelligkeit b. Transport von Abfällen T.5.5 - Anzahl der Abfallbehälter T.5.6 - Größe der Abfallbehälter T.5.7 - Füllgrad der Abfallbehälter

T.5 - TECHNISCHE EFFIZIENZ der SAMMLUNG

T.5.8 - Fehleinwürfe T.6.1 - Sammlung verschiedener Abfall- und Wertstoffe T.6.2 - Umschlag und Transport verschiedener Abfall- und Wertstoffe T.6.3 - Logistikplanungsaufwand

T.6 - TECHNISCHE FLEXIBILITÄT der SAMMELSYSTEME

T.6.4 - Hub- und Kippvorrichtung für verschiedene Behälter Quelle: Eigene Darstellung

4.5.6.2. Soziale Aspekte Die Kriterien (von S.1 bis S.5) mit zugeordneten Indikatoren für soziale Aspekte sind der Tabelle 4.27 zu entnehmen. Tabelle 4.27: Auswahl der Bewertungskriterien mit zugeordneten Indikatoren im Bereich Soziales für das entwickelte Bewertungsverfahren

BEWERTUNGSKRITERIUM INDIKATOR

S.1.1 - Akzeptanz der existierenden / geplanten Abfallbehandlungsanlagen

S.1.2 - Akzeptanz der Aussortierung von Wertstoffen in Haushalten

S.1.3 - Betrachtung der Wichtigkeit von Störfaktoren

S.1.4 - Betrachtung der Wichtigkeit der Entsorgung

S.1 - AKZEPTANZ DER EINWOHNER

S.1.5 - Nutzerfreundlichkeit der Abfallentsorgung im Entsorgungssystem

S.2.1 - aktive Teilnahme der Einwohner an Aufklärungsveranstaltungen

S.2.2 - aktive Teilnahme der Einwohner an Aussortierung von Wertstoffen

S.2.3 - Kenntnis der Abfallbeseitigungsmethoden von Einwohnern

S.2.4 - Illegale Ablagerungen der Abfälle im Entsorgungssystem

S.2.5 - Müllverbrennung der Abfälle in Haushalten

S.2 - BÜRGERENGAGEMENT / -EINSTELLUNG

S.2.6 - Anschluss der Einwohner an Eigenkompostierung

S.3.1 - Sicherung der Arbeitsplätze S.3 - SICHERUNG DER ARBEITSPLÄTZE im ENTSORGUNGSSYSTEM S.3.2 - Sicherheit der Mitarbeiter

S.4.1 - Anzahl von Aufklärungsaktivitäten

S.4.2 - Aussagekraft von Aufklärungsaktivitäten

S.4.3 - Anschluss der Haushalte an die organisierte Sammlung

S.4.4 - Berücksichtigung von Bürgeranhörungen bei der Planung neuer Entsorgungsalternativen

S.4.5 - Transparenz und Struktur der Höchstentsorgungsgebühren

S.4.6 - Sanktionen für nicht-zahlende Haushalte

S.4 - LEISTUNGSQUALITÄT der ABFALLBEHÖRDE

S.4.7 - Durchführung von Kontrollen und Inspektionen im Entsorgungssystem

S.5.1 - Pünktlichkeit der Sammlung

S.5.2 - Häufigkeit der Sammlung S.5 - LEISTUNGSQUALITÄT der SAMMELUNTERNEHMEN

S.5.3 - Sauberkeit der Sammlung Quelle: Eigene Darstellung

4.5.6.3. Bewertung mit der NWA Vor der Durchführung der Befragung hinsichtlich v.a. technischer Problemfelder wurden im ZV Dolina zunächst die zu kontaktierenden Entsorgungsteilnehmer eruiert. Es wurden insgesamt zwölf Verantwortliche (darunter sieben kommunale

Mitarbeiter und fünf Ansprechpartner sowohl von Sammelunternehmen als auch von Abfallbehandlungsanlagen) befragt. Unter den kommunalen Ansprechpartnern wurden fünf Vorsitzende einzelner Kommunen und zwei Mitarbeiter des ZV kontaktiert. Die ausgewählten kommunalen Entscheidungsträger im ZV wurden telefonisch oder persönlich interviewt. Sonstige Ansprechpartner waren:

• der Vorsitzende von Ekodolina (Betreiber des Entsorgungsbetriebs - Deponieanlage, Kompost- und Sortieranlage),

• drei Mitarbeiter von lokalen Sammlern (Sanipor, PUK Rumia und Metalpol), sowie

• ein Mitarbeiter der Umwelt- und Abfallwirtschaftsabteilung des Umweltamtes in Gdynia.

Bereits während der ersten Interviews zeichnete sich ab, dass eine Erhebung von Informationen schwierig war, weil zum Teil keine Daten vorlagen. Die kommunalen Mitarbeiter waren am offensten für ein Gespräch. Sie haben an Bewertungsergebnissen persönlich großes Interesse. Die Ansprechpartner von Sammelunternehmen / Abfallbehandlungsanlagen erteilten Informationen bezüglich der Abfalllogistik, Effizienz etc. (vgl. dazu Tabelle 4.17 und Tabelle 4.20). Die Fragen an die Einwohner (aus den Kriterien S.1, S.2, S.4, S.5 – vgl. dazuTabelle 4.25) wurden aus der genannten Untersuchung „Verhalten und Einstellung der Einwohner gegenüber der Entsorgung von Haushaltsabfällen“ übernommen und angepasst. Die Untersuchung wurde im Zeitraum 29.01. - 04.02.2004 auf der Basis einer Stichprobe von 602 Haushalten in sechs Kommunen des ZV (davon 300 Haushalte in Gdynia, 61 - in Wejherowo und Rumia und 60 - in Sopot, Kosakowo und Reda) von einem renommierten Institut für soziologische Untersuchungen durchgeführt.

In dieser Untersuchung wurden die Bewertungskriterien durch die Informationen aus den Interviews mit Spezialisten für Soziotechniken abgeleitet und erfüllen den Anspruch der Repräsentativität und Plausibilität (s. Begriffserkläung im Glossar).

Die Erhebung der Daten erfolgte über computerassistierte Telefonbefragung (CATI – Computer Assisted Telephone Interviewing)31.

4.6. Gewichtung, Aggregation und Zusammenführung von Ergebnissen im entwickelten Bewertungsverfahren

Bevor Ergebnisse aus einzelnen Bewertungsmethoden ermittelt werden, erfolgt die Zusammenfassung der Aggregationsregeln und Gewichtungen für das eingesetzte Bewertungsverfahren (vgl. dazu Darstellung einzelner Bewertungsmethoden in Kapitel 3.4. und Kapitel mit Bewertungskriterien für einzelne Methoden). Die Aggregations- und Gewichtungsansätze sowie Ergebnisse werden in der Tabelle 4.28 geschildert. Bei keiner Aggregation bzw. Gewichtung wird jeweils eine Begründung angegeben. Das Ergebnis der Bewertungsmethode wird folgendermaßen verstanden:

• Aus der NWA resultiert ein sogenannter Gesamtnutzwert. Dieser stellt die gewichtete Wertesumme der Bewertungskriterien dar.

• Aus der KNA resultiert ein sogenanntes Kosten-Nutzen-Verhältnis. Dieses stellt die Wertesumme der Kosten zum Nutzen dar.

• Aus der ÖBM resultiert eine Kennzahl - der sog. Umwelt-Index. Dieser stellt eine Wertesumme der Personen-Äquivalente aus einzelnen Wirkungskategorien dar.

Aufgrund von Unvergleichbarkeit der Ergebniswerte untereinander und einer fraglichen Gewichtung einzelner Bereiche wird auf die Promethee Methode zur Ermittlung der Rangfolge der EA zurückgegriffen, die ohne Präferenzbestimmung für den Entscheidungsträger eine objektive Lösung angibt. Damit wird eine nicht legitime und politisch bedingte Subjektivierung der Entscheidungsprozesse vermieden. Mit der Promethee Methode wird dann ein Gesamtergebnis – der sogenannte Nettofluss - ermittelt. Dieses lässt eine Rangordnung der EA aufzeigen. 31 Das CATI-System bietet eine Reihe von Vorteilen gegenüber dem persönlichen Interview. Bei geringeren Kosten ist die Datenqualität gleich groß oder größer, die Anonymität größer, Interviewmerkmale spielen eine geringere Rolle und telefonisch geführte Interviews sind relativ fälschungssicher (Diekmann 2003).

Tabelle 4.28: Zusammenstellung von Aggregations- und Gewichtungsregeln sowie von Ergebnissen im dargestellten Bewertungsverfahren

BM KNA ÖBM NWA Promethee Methode

A Zusammenführung der Indikatoren zu Bewertungskriterien

nach der EDIP-Methode: Sachbilanz – 14 Kategorien, Wirkungsabschätzungsmethode - eine Kennzahl: Umwelt-Index

Zusammenführung von: Indikatoren zu Bewertungskriterien, Bewertungskriterien zum Gesamtnutzwert

keine Gewichtung, Begründung: die Methode benötigt keine Gewichtung

keine Gewichtung, Begründung: fehlende politische Umweltvorgaben in Polen, Zwang einer gebotenen Objektivität des Bewertungsverfahrens

Gewichtung basiert auf den Zielen der Abfallwirtschaft sowie Meinungen und Erfahrungswerten kommunaler Entscheidungsträger

keine Gewichtung, Begründung: keine eindeutige Methode (Reich 2005, Chung / Poon 1996)

E Kosten-Nutzen Verhältnis Umwelt-Index Gesamtnutzwert Nettofluss

(EA-Reihenfoge) BM – Bewertungsmethode; A – Aggregation; G – Gewichtung. E - Ergebnis Quelle: Eigene Darstellung

Da Informationsbedarf für die Promethee Methode zu den Wertspanne für Schwellenwerte „…p…“ und „…q…“ besteht (vgl. Kapitel 3.4.4. mit der Beschreibung der Promethee Methode), wurden die kommunalen Entscheidungsträger gesondert nach der Wertspanne (p = 5%, q = 20% - s. Tabelle 4.29) als akzeptierbare minimale und maximale Unterschiede zwischen Kriterienwerten gesondert interviewt. In der Promethee Methode werden alle berechneten Methodenergebnisse als Kriterien einbezogen. In der Tabelle 4.29 werden zu jedem Kriterium die zugeordneten Präferenzfunktionen, Schwellenwerte für Indifferenzen und Präferenzen sowie Extreme für Kriterien zusammenfassend dargestellt. Tabelle 4.29: Präferenzfunktionen, Schwellenwerte und Extreme für Kriterien zur Promethee Methode

KNA ÖBM NWA Promethee Methode Input-Daten Kosten Nutzen Umwelt-

auswirkungen technische

Aspekte soziale Aspekte

Präferenzfunktion linear linear linear linear linear Indifferenz-Schwelllenwert 5% 5% 5% 5% 5%

Präferenz-Schwellenwert 20% 20% 20% 20% 20%

Extreme minimieren maximieren minimieren maximieren maximieren Quelle: Eigene Darstellung

Kapitel 5 – Ergebnisse des Bewertungsverfahrens im Bezug zum Zweckverband

5. ERGEBNISSE DES BEWERTUNGSVERFAHRENS IM BEZUG ZUM ZWECKVERBAND

„Die Notwendigkeit zu entscheiden ist stets größer als das Maß an Erkenntnis.“

Immanuel Kant (1724-1801)

Deutscher Philosoph im Zeitalter der Aufklärung

In Kapitel 5.1. werden die Ergebnisse aus den Bewertungsmethoden graphisch zusammengefasst dargestellt und erläutert. Anschließend wird in Kapitel 5.2. die Promethee Methode zur Festlegung einer Reihenfolge bezüglich der infrage kommenden Entsorgungsalternativen eingesetzt. In Kapitel 5.3. erfolgt dann eine Sensitivitätsanalyse. Damit können die einflussstärksten Bewertungskriterien in Bezug auf das Ergebnis der Bewertungsmethoden ermittelt werden. Diese Analyse liefert in Kapitel 5.4. auch die notwendigen Optimierungspotenziale für das Entsorgungssystem. Aus diesen Optimierungspotenzialen werden weitere Einflussfaktoren abgeleitet und darüber hinaus auch die Bewertungsbedeutung für das Entsorgungssystem beschrieben. Auf diese Weise gewinnt man ein Instrument für die Kommunen (abfallwirtschaftliche Problemstellungen), das sowohl zur Bewertung als auch zur Entscheidungshilfe herangezogen werden kann.

5.1. Ergebnisse aus den Bewertungsmethoden

5.1.1. Ergebnisse aus der KNA

5.1.1.1. Direkte Kosten pro Jahr im betrachteten ZV Dolina In der Tabelle 5.1 werden direkte Kosten (nach Kostenarten gemäß der Tabelle 4.6) pro Jahr aufaddiert und nach EA dargestellt.

Wie in Kapitel 4.5.2.1. erläutert wurde, beziehen diese Entsorgungskosten Sammlungs- (inkl. Behälterkosten), Abfallbehandlungs- und Deponierungskosten ein. Es fällt auf, dass die Ergebnisse große Unterschiede bezüglich der einzelnen EA aufweisen.

In der Ausgangssituation (EA- 0) betrugen die Entsorgungskosten 5,8 Mio. €/a. Davon gestalteten sich öffentliche Entsorgungskosten mit 4,1 Mio. €/a im Jahr 2006 wie folgt (vgl. dazu Anführungen im Kapitel 4.5.2.1. mit direkten Kosten; 18% der Sammlungskosten fallen auf die öffentlichen Sammler und 4.5.2.2. mit direktem Nutzen; lediglich 80% der Entsorgungsgebühren werden eingesammelt; s. Tabelle 5.1):

• Abfallsammlung mit 1,9 Mio. €/a (33% aus 5,8 Mio. €/a), davon Behälterkosten (Instandhaltung, Beschaffung) 0,1 Mio. €/a; auf

öffentliche Sammler fielen jeweils 18% der Abfallsammlungskosten, d.h. 0,3 Mio. €/a; 8,2% aller öffentlichen gesamten direkten Kosten

• Sortierung 0,6 Mio. €/a (11 % aus 5,8 Mio. €/a; 15% aller öffentlichen gesamten direkten Kosten)

• Deponierung 2,9 Mio. €/a (50 % aus 5,8 Mio. €/a; 70% aller öffentlichen gesamten direkten Kosten)

• sonstige Kosten 0,2 Mio. €/a (7% aus 5,8 Mio. €/a; 6% aller öffentlichen gesamten direkten Kosten)

Tabelle 5.1: Gesamte direkte Kosten pro Jahr für Entsorgung von HH-Abfällen im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in Mio. €/a

EA- 0 EA- 1 EA- 2 EA- 3 GESAMTE DIREKTE KOSTEN NACH KOSTENARTEN (Mio. €/a) Dep + AP

+ AG EA- 0 + Bio EA- 1 + MBA/EBS EA- 1 + MVA

Sammlungskosten¹ 0,3 0,4 0,4 0,54

Sortierungskosten¹ 0,6 0,7 - 1,4 Kompostierungskosten² - 0,7 0,7 0,7 MBA-Kosten² - - 4,2 - MVA-Kosten² - - - 7,5 Kosten der Bewirtschaftung von Schlacken³ - - - 0,9 Kosten der Bewirtschaftung von Flugaschen³ - - - 0,2 Deponierungskosten (HH-Abfälle, SR)¹ 2,9 2,6 1,8 - sonstige Kosten 0,2 0,2 0,2 0,2 GESAMTE DIREKTE KOSTEN (Mio. €/a) 4,1 4,6 7,3 11,4

¹ aus der Höchstentsorgungsgebühr abgeleitet (s. Kapitel 4.5.2.1. mit Sammlungs- und Behälterkosten); 18% aus 1,9 Mio. €/a für öffentliche Sammler aus Gesamtentsorgungsgebühren

² aus der Literatur abgeleitet ³ nach Angaben des MVA-Betreibers ZUSOK in Warschau; geschätzte und gerundete Werte (Schlackenbewirtschaftung durch Verkauf an Dritte 39 €/Mg; Flugaschenbewirtschaftung durch Immobilisierung und Verkauf an Dritte 65 €/Mg)

4 inkl. Transport sekundäre Abfälle Quelle: Eigene Darstellung

Bei den EA- 1, 2 und 3 sind die jährlichen Sammlungskosten (ohne Transportkosten der Wertstoffe) um circa 20% höher als in der EA- 0 (s. Tabelle 5.1).

Der Grund hierfür sind höhere Fahrzeugkosten (hauptsächlich Kraftstoffverbrauch und Instandhaltung) sowie Behälterkosten (vgl. dazu Tabelle 4.7 mit Zusammenstellung von Behältermengen nach Typen und –behälterspezifischen Kosten) aufgrund vermehrter Abfallsammlung der Wertstoffe.

Dies deutet darauf hin, dass die Einführung der Wertstoffsammlung höhere direkte Sammlungskosten verursacht (keine Kompensation durch eine Transportoptimierung). Der Unterschied von rd. 20% stellt aber auch keinen allzu bedeutenden Faktor bei den gesamten direkten Kosten dar. Hinzu kommen noch die Transportkosten (als Teil der Sammlungskosten)32 in EA- 3 mit thermischer Verwertung, die zwar mit einem Anteil von unter 17% in Sammlungskosten (0,5 zu 0,4 Mio. €/a) kaum Einfluss haben, aber wegen ihres organisatorischen und logistischen Aufwands berücksichtigt werden müssen.

Bei den Sortierungskosten ergeben sich deutlichere Unterschiede zuungunsten der EA- 2 und EA- 3.

Die Differenzen begründen sich darin, dass in der EA- 0 lediglich < 4% der Abfälle der Sortierung zugeführt werden (vgl. dazu Kapitel 4.4.2.). In der EA-2 und EA- 3 werden dagegen etwa 98% sortiert (Restabfälle und Wertstoffe zur Sortierung, die Kompostfraktion). Hieraus lässt sich ableiten, dass die Sortierungskosten einen großen Einfluss auf die jeweiligen Ergebnisse zeigen (von rd. 11-15% in der EA- 0, EA- 2 und EA-3 bis zu sogar rd. 57% in der EA- 2). Hier stellt sich notwendigerweise die Frage, wie sich die Optimierung der Sortierungsprozesse auf Ergebnisverbesserung auswirken kann (s. Diskussion; Kapitel 6).

Aus der Zusammenstellung der Kompostierungskosten mit rd. 0,7 Mio. € nur in der EA- 1, EA -2 und EA 3, weil keine Sammlung der Biofraktion im Ausgangsszenario stattfindet, sind die Kosten gleich groß. Da dieselben Mengen der Kompostierung zugeführt werden, lässt sich erkennen, dass diese angesichts eines Anteils von bis zu 14% der Gesamtkosten (nur in EA- 1, in EA- 2 und EA- 3 < 9%) eine geringere Bedeutung in den entsprechenden EA haben. Eine erzielbare Reduzierung bioabbaubarer Abfallmengen zur Deponierung wird sich daher nur marginal auf die Kostenstruktur auswirken.

32 Transportkosten bezeichnen die Kosten der Sekundärabfalltransporte zwischen einer MVA und Deponieanlage für mineralische Abfälle und werden zur Vereinfachung in den Sammlungskosten berücksichtigt.

Der Vergleich der Behandlungswege Sortierung vs. mechanisch-biologische Abfallbehandlung ergibt:

Die Sortierungskosten in der EA- 1 (0,7 Mio. €) machen lediglich rd. 10% derselben in der EA- 3 (1,4 Mio. €) aus. Im Vergleich zu den MBA-Kosten (EA- 2 mit 4,21 Mio. €) sind die Sortierungskosten als Vorbehandlungskosten z. B. bei EA- 3 mehr als um dreimal niedriger. Diese Gegenüberstellung zeigt, dass auch eine moderne mechanisch-biologische Abfallbehandlung nicht der kostengünstigste Entsorgungsweg (im Vergleich zur Sortierung) ist. Zusammen mit den Deponierungskosten weist dieser Entsorgungsweg niedrigere Kosten wie die Verbrennung auf (4,2 + 1,8 = 6 vs. 7,5 +0,9 + 0,2 = 8,6 Mio. €). Deshalb ist der Parallelbetrieb von diesen zwei Anlagenarten in einem Entsorgungsgebiet aus Kostengründen nicht empfehlenswert.

Aus dem Vergleich der Beseitigungswege Deponierung vs. Müllverbrennung lassen sich folgende Erkenntnisse ableiten.

Der Vergleich ergibt, dass die Beseitigungskosten von Produkten (hier Kosten der Bewirtschaftung von Schlacken / Aschen) in der EA- 3 mit gut 1,1 Mio. € am niedrigsten ausfallen, gefolgt von den Deponierungskosten EA- 2 mit 1,8 Mio. €. Die EA- 0 und EA- 1 sind mit entsprechend über 2 Mio. € (2,6 vs. 2,9 Mio. €) erheblich teurer. Grund hierfür ist die Verringerung der deponierten Abfallmengen aufgrund der Aussortierung der Wertstoffe aus den Abfallströmen. In der EA- 3 liegen hingegen die Behandlungskosten (über Müllverbrennung) mit über 7,5 Mio. deutlich höher als in der EA- 2 (MBA) mit 4,2 Mio. €. Hinzu kommen die Bewirtschaftungskosten für Schlacken und Aschen aus Verbrennungsprozessen (gesamt rd. 1,1 Mio. €). Der Unterschied weist darauf hin, dass bei der EA- 3 diese Kosten einen wesentlichen Teil (7,5 + 1,1 / 11,4 = 76%) der Gesamtkosten (von rd. 11,4 Mio. €) ausmachen.

In der Abbildung 5.1 werden die Kosten pro Mg Abfall einzeln dargestellt. Die Sammlungskosten liegen zwischen rd. 4% (EA- 3) und 8% (EA- 0) aller direkten Kosten.

In allen EA sind die Sammlungskosten relativ ähnlich (rd. 3 bis 4 €/Mg). Damit lassen sich die Bedenken der Sammler und der Kommunen zerstreuen, dass sich die Aufnahme neuer Entsorgungseinrichtungen auf die Sammelkostensteigerung wesentlich auswirkt. Zu weiteren wichtigen Kostenträgern zählen die Deponierung (rd. 70% in EA- 0 mit 23 €/Mg, 57% in EA- 1 mit 21 €/Mg und 25% in EA- 2 mit 14 €/Mg) sowie Abfallbehandlung (58% MBA in der EA- 2 mit 34 €/Mg und 66% MVA in der EA- 3 mit 60 €/Mg).

Die höchsten direkten Kosten mit 91 €/Mg treten bei der EA- 3 auf, gefolgt von der EA- 2 mit 58 €/Mg. Die beiden anderen Szenarien EA- 0 und EA- 1 liegen kostenmäßig deutlich darunter: 37 €/Mg bei getrennter Sammlung und 33 €/Mg (s. Abbildung 5.1). Der Vergleich der Kosten pro Mg Abfall (zur EA- 0) ergibt, dass die MBA-Kosten um 77% (58 zu 33 €/Mg) und die Verbrennungskosten sogar um 177% (91 zu 33 €/Mg) höher als die Deponierung (ohne Einführung von Deponiesteuer) sind.

Abbildung 5.1: Zusammenstellung direkter Kosten (ohne Deponiesteuer) nach EA im betrachteten ZV Dolina für Entsorgung von HH-Abfällen im Bezugsjahr 2006, Angaben in €/Mg

Sollte Deponiesteuer zugerechnet werden, steigen die Entsorgungskosten um rd. 20 €/Mg (vgl. dazu Tabelle 4.14). D.h. bei den 128 Tsd. deponierten Abfallmengen (EA- 0) statt 2,9 Mio. €/a würden die Deponierungskosten um rd. 2,5 Mio. €/a anwachsen (insg. 2,9 + 2,5 = 5,4 Mio. €/a); in der EA-1 bei 115 Tsd. Mg - um 2,3 Mio. €/a (insg. 2,6 + 2,3 = 4,9 Mio. €/a) und in der EA- 2 bei 79 Tsd. Mg – um 1,6 Mio. €/a (insg. 1,8 + 1,6 = 3,4 Mio. €/a).

Dieses veränderte wesentlich das Ergebnis und ergäbe, dass sich die EA- 0 (mit dann 6,6 Mio. €/a), EA- 1 (mit 6,9 Mio. €/a) kaum und die EA- 2 (mit 8,9 Mio. €/a) mit EA- 3 (mit 11,4 Mio. €/a) um 28% unterscheiden würde.

Somit wären die EA- 2 mit einer MBA (insg. 71 €/Mg) um 35% und die EA- 3 mit einer MVA (insg. 91 €/Mg) um 73% niedriger pro Mg als die bei den EA- 0 und EA- 1 (nach der Einführung von Deponiesteuer). D.h., dass die Einführung der Deponiesteuer die potenziellen Entsorgungskosten pro Mg nach der Inbetriebnahme neuer Abfallbehandlungsanlagen in entsprechenden EA wesentlich senken würde im Vergleich zur Ausgangssituation (EA- 0 – 33 auf 52; EA- 1 – 37 auf 55; EA- 2 – 71 auf 58 und EA- 3 bleibt bei 91 €/Mg).

Die Erkenntnis aus dem Kostenvergleich ergibt, dass die Kombination Sortierung und Müllverbrennung oder mechanisch-biologische Abfallbehandlung und Deponierung kostenmäßig die teuersten Entsorgungswege innerhalb eines Entsorgungsgebietes im Vergleich zu EA- 0 und EA- 1 darstellen. Wird die Deponiesteuer konsequent eingeführt und weiter erhöht, beeinflusst diese die Entsorgungskosten, sprich Deponierungskosten, erheblich. Sollte trotzdem die Deponierung der billigste Entsorgungsweg bleiben, ist es nicht möglich, eine Reduzierung der Deponiemengen zu erreichen. Einerseits entsteht kein Anreiz für die Sammler die Abfälle zu teueren Anlagen zu bringen, andererseits besteht das Risiko, die hohen Annahmegebühren auf die Systemnutzer aufzulegen. Diese Bemerkung benötigt aber weitere Erklärungen bzgl. der Umstellung des ganzen Entsorgungssystems und wird ausführlich im Kapitel 6 in der Diskussion berücksichtigt.

5.1.1.2. Direkter Nutzen pro Jahr im betrachteten ZV Dolina Die Tabelle 5.2 fasst die gesamten direkten Einnahmen pro Jahr zusammen. In allen Szenarien werden die erhobenen Höchstentsorgungsgebühren (maximal zu zahlende kostendeckende Entsorgungsgebühren; vgl. Kapitel 2.2) aber nur von rd. 80% der Einwohner (aus 5,8 werden 4,6 Mio. €/a) berücksichtigt. Die Höchstentsorgungsgebühren sind die Einnahmen aus der Abfallsammlung und beziehen alle Entsorgungskosten ein (vgl. Kapitel 2.9.4.3.). Da es zurzeit kaum eine getrennte Sammlung gibt, können zur Vereinfachung der Berechnung die gleichen Höchstentsorgungsgebühren von Einwohnern für entsorgt getrennte und gemischte Haushaltsabfälle eingesetzt werden. Die kommunalen Einnahmen aus der Abfallentsorgung 2006 in der EA- 0 über alle Entsorgungsprozesse bestanden aus rd. 0,3 Mio. €/a (70%) an Höchstentsorgungsgebühren, < 0,1 Mio. €/a (5%) an Wertstoffvermarktung und < 0,1 Mio. €/a (25%) an Energieverkauf und betrugen insgesamt 0,4 Mio. €/a (s. Tabelle 5.2).

Höchstentsorgungsgebühren Aus 1,5 Mio. €/a Sammelgebühren (33% der Entsorgungskosten) fielen auf die privaten Sammler 1,3 Mio. €/a (82%; vgl. dazu Kapitel 2.9.4.3. und Kapitel 4.5.2.1.). Die Einnahmen privater Sammler werden für weitere Berechnungen nicht berücksichtigt. Die restlichen rd. 0,3 Mio. €/a (18%) von der Abfallsammlung verdienten öffentliche Sammelbetriebe. Wertstoffvermarktung Auf den Wertstoffverkauf fielen 2006 für öffentliche Unternehmen rd. < 0,1 Mio. €/a, d.h.: 1672 Mg/a Altpapier zu 11 €/Mg und 1271 Mg/a Altglas zu 9 €/Mg (vgl. dazu Kapitel 4.4.2. mit der EA- 0). Angaben von privaten Sammlern hinsichtlich der Wertstoffvermarktung liegen nicht vor. Energieverkauf Laut der Tabelle 2.14 werden aus 2500 MWh/a Energie → 1750 MWht (70%) Wärme und 750 MWhe (30%) Elektrizität erzeugt.

Eigenbedarf beträgt 30% Wärme und 30% Elektrizität, d.h. 525 MWht und 225 MWhe.

Die restlichen 70% (1225 MWht und 525 MWhe) werden eingespeist und verkauft; d.h.: 225 MWht Wärme zu 27 €/MWht macht 0,033 Mio. €; 525 MWhe Elektrizität zu 91 €/MWhe macht < 0,1 Mio. €. Der Anteil der Einnahmen aus den Höchstentsorgungsgebühren an den Gesamteinnahmen beträgt in den EA- 0 – 74% (Höchstentsorgungsgebühren 0,3 / Gesamteinnahmen 0,4 Mio. €/a) und EA- 1 – 66% (0,3 / 0,4 Mio. €/a), dagegen in der EA- 2 – 36% (0,3 / 0,8 Mio. €/a) und in der EA- 3 lediglich 5% (0,3 / 4,9 Mio. €/a) (vgl. Tabelle 5.2).

Der Unterschied ist damit zu begründen, dass in den beiden letzteren Alternativen (EA- 2, 3) zusätzliche Einnahmen (wie z. B. Vermarktung der EBS, Wertstoffen, Energie) zum Ergebnis erheblich beitragen. Als Haupteinnahme fallen hier 4,4 Mio. €/a für den Verkauf von Verbrennungsprodukten (Elektrizität, Wärme) in der EA- 3 auf. Die Höhe dieser Einnahmen liegt wesentlich über der Höhe der Einnahmen aus Höchstentsorgungsgebühren (0,3 Mio. €/a). Darüber hinaus sind die EBS-Einnahmen in der EA- 2 (0,2 Mio. €/a) nicht zu unterschätzen. Die sonstigen Einnahmen 0,02 (EA- 0) bis < 0,1 Mio. €/a (EA- 1) (Wertstoffe) haben eine marginale Bedeutung in den beiden EA, machen aber rd. 5% und sogar 15% der Einnahmen aus.

Zum Vergleich trägt die Vermarktung von Wertstoffen in der EA- 2 mit rd. 0,5 Mio. €/a und in der EA- 3 mit rd. 0,2 Mio. €/a zu 57% und 35% der Einnahmen bei (s. Tabelle 5.2).

Die großen Abweichungen (zwischen rd. < 0,1 bis 0,5 Mio. €/a) bei den Einnahmen aus Vermarktung von Wertstoffen (hier nur AG, AP, Kompost, EBS) lassen sich wie folgt erklären (s. Tabelle 5.2).

In der EA- 3 betragen diese > 0,2 Mio. €/a und sind im Schnitt zehnmal höher als im Vergleich zur EA- 0 und EA- 1. In der EA- 2 mit 0,5 Mio. €/a (0,3 + 0,2) sind diese zweimal so groß wie bei der EA- 3 mit 0,2 Mio. €/a und achtmal so hoch wie bei der EA- 1 mit < 0,1 Mio. €/a. Die geringen Wertstoffeinnahmen in den EA- 0 und EA- 1 sind durch die niedrigen Sortiermengen durch den Haushalt aus getrennter Sammlung verursacht (entsprechend 30% AP und 50% AG) und können sogar in der Sortieranlage (mit der Sortiereffizienz entsprechend 85% für AP und 90% für AG) nicht wesentlich erhöht werden, weil der restliche Abfall zur Deponierung gebracht wird.

Tabelle 5.2: Gesamte direkte Einnahmen pro Jahr aus Entsorgung von HH-Abfällen im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in Mio. €/a

EA- 0 EA- 1 EA- 2 EA- 3

DIREKTE EINNAHMEN (Mio. €/a) Dep + AP + AG EA-0 + Bio EA-1 +

MBA/EBS EA-1 + MVA

Höchstentsorgungsgebühren 0,3 0,3 0,3 0,3

Vermarktung Altpapier < 0,1 < 0,1 0,3 0,2

Vermarktung Altglas < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1

Vermarktung EBS - - 0,2 -

Vermarktung Kompost - < 0,1 < 0,1 < 0,1

Verkauf Elektrizität/Wärme < 0,1 < 0,1 < 0,1 4,4

GESAMTER DIREKTER NUTZEN NACH EINNAHMEN (Mio. €/a) < 0,4 0,4 0,8 4,9

Quelle: Eigene Berechnungen aus den angegebenen Werten in Fragebögen und telefonischen Anfragen im betrachteten ZV Dolina

Das Wertstoffvermarktungspotenzial (AP, AG, MBA, Kompost) ist von Marktschwankungen und Wertstoffqualität abhängig. Die Marktschwankungen können durch die Kommune kaum gesteuert werden. Die Wertstoffqualität hingegen kann durch entsprechende Verbesserung der (Vor-)Sortierprozesse erhöht werden. Somit ist der Einfluss der Kommune auf die Vermarktung der Wertstoffe begrenzt aber möglich.

Die Nachfrage und damit das Vermarktungspotenzial nach Ersatzbrennstoffen hingegen (in der EA- 3 tauchen keine EBS auf, nur in der EA- 2) in Kraft- und Zementwerken ist von folgenden Faktoren abhängig:

Die EBS können zu 42% als erneuerbare Energiequelle betrachtet und somit zur Verringerung von CO2-Emissionskosten durch Kraft- und Zementwerke angewandt werden (25). Nach Angaben des Verbandes Polnischer Zementindustrie SPC (2009) hängt die Abnahme von EBS als Brennstoff vorwiegend von der in der Zeit unveränderbaren Produktqualität und Zusammensetzung des Inputs ab33.

Ersatzbrennstoffe von lokalen Herstellern sind jedoch aufgrund von unzureichenden EBS-Parametern und geringen Kapazitäten der Anlagen34 weniger gefragt als die von den importierten EBS, da diese die erforderliche EBS-Qualität einhalten. Nach telefonisch ermittelten Schätzungen von dem SPC (2009) beträgt das EBS-Herstellungspotenzial aus kommunalen Abfällen etwa 30% und hat damit ein großes Einsatzpotenzial in Zementwerken. Die zukünftig in Betrieb genommenen modernen MBA sollen deshalb vor allem die Produktqualität anheben. In polnischen Rahmenbedingungen erfolgt die Vermarktung von Ersatzbrennstoffen nicht über Zuzahlungen, sondern basiert auf Verkaufs- und Verhandlungspreise. Die Preisangaben sind somit schwer zu erkundigen (Firmengeheimnisse) und sollen eher als Schätzung des Marktpotenzials interpretiert werden.

33 Nach telefonischen Angaben des Verbandes Polnischer Zementindustrie müssen bei Verwertungsprozessen in Zementwerken hohe Anforderungen an die eingesetzten Abfallfraktionen erfüllt werden (Heizwert min. 14 MJ/kg, Feuchtigkeit <30%, Cl-Anteil <1%, Korngröße <20 mm, etc.). 34 Nach telefonischen Angaben von Pajak, T. vom 18.09.2009 werden jährlich in Polen 230 Tsd. Mg EBS hergestellt (davon 120 Tsd. Mg aus kommunalen Abfällen), die vollständig in Zementwerken energetisch verwertet werden. Der Haupthersteller von EBS ist SITA Starol Sp. z o.o. in Chorzow (SITA, Suez Gruppe, EBS-Produktionskapazität von 100 Tsd. Mg/a). Darüber hinaus gibt es zahlreiche kleine Anlagen mit EBS-Kapazität rd. 30 Tsd. Mg/a.

Aus den über 98 Tsd. Mg Abfälle zur Verbrennung in EA- 3 (vgl. Abbildung 4.5) werden 314 GWh (98 Tsd. Mg · 3,2 MWh/Mg) erzeugt (vgl. dazu Kapitel 4.5.4.3 mit Angaben von Energieeffizienzen). Davon fallen auf (gerundete Werte):

• Eigenverbrauch 10% = 31 GWh (10% aus 314 GWh) • erzeugte Energie Netto 283 GWh (314 – 31,4 GWh), davon:

o Verluste 4,1% = 12 GWh (4,1% aus 283 GWh) o Wärme 78% = 221 GWh (78% aus 283 GWh) zu 27 €/MWh o Elektrizität 17,9% = 51 GWh (17,9% aus 283 GWh) zu 91 €/MWh

Die Einnahmen aus dem Verkauf von Biogas (Deponie) in den EA- 0, EA- 1 und EA- 2 machen rd. 0,1 Mio. €/MWh; von 12% in der EA- 0 bis hin zu 2% in der EA- 2 (s. Tabelle 5.2). Die Biogaseinnahmen werden nicht in der EA- 3 berücksichtigt, weil da keine Abfälle mit organischem Anteil mehr deponiert werden. Den größten Einfluss mit über 91% auf Verbesserung des Ergebnisses bei thermischer Verwertung hat somit der Verkauf von Elektrizität und Wärme aus einer MVA (EA- 3 mit rd. 4,4 Mio. €).

Bei der Berechnung von Einnahmen aus erzeugter Energie aus einer MVA werden pauschal 42% der Erlöse der erzeugten Energie als Energie aus erneuerbaren Quellen betrachtet - Projekt der „Verordnung über Energie aus der Verbrennung von Siedlungsabfällen“ in (29). Zum Vergleich wird im Anhang 12-27 eine Zusammenstellung der Betrachtung von Strom aus Müllverbrennungsanlagen als Energie aus erneuerbaren Energien im Jahr 2008 dargestellt. Dazu wird die Form der staatlichen Förderung in anderen europäischen Ländern dargestellt. Es ist davon auszugehen, dass die Kommune ihr finanzielles Ergebnis über den Verkauf von Produkten aus thermischer Verwertung deutlich verbessern kann. Hätte die Biogas-KW bessere Leistungs- und Wirkungsgradparameter, würden sich die Einnahmen aus dieser Energiebereitstellung deutlich erhöhen.

In der Abbildung 5.2 werden direkte Einnahmen in €/Mg nach EA zusammenfassend dargestellt. Diese betragen in EA- 0 und EA- 1 rd. 3 €/Mg, EA- 2 rd. 7 €/Mg und in EA- 3 rd. 39 €/Mg. Es lässt sich daraus ableiten, dass die in allen Szenarien wichtigste Position, nämlich die Einnahmen aus Höchstentsorgungsgebühren, rd. 2 €/Mg pro Jahr (positive Einnahmenverbesserung) betragen.

Die zweitwichtigste Position macht die Einnahmen aus Wertstoff- und Energieverkauf (< 1 €/Mg pro Jahr in EA- 0; rd. 1 €/Mg pro Jahr in EA- 1, 3 €/Mg pro Jahr in EA- 2 ohne EBS und 36 €/Mg pro Jahr in EA- 3) aus. Dieser Erlös liegt darüber hinaus auch knapp unter dem Entsorgungsgebührenniveau in der EA- 0 und EA- 1 (s. Abbildung 5.2). Die zusätzlichen Einnahmen aus dem Verkauf von EBS mit 2 €/Mg (nur EA- 2) tragen weiter positiv zu einem Gesamtergebnis bei (s. Abbildung 5.2).

Abbildung 5.2: Zusammenstellung direkter Einnahmen nach EA im betrachteten ZV Dolina aus Entsorgung von HH-Abfällen im Bezugsjahr 2006, Angaben in €/Mg pro Jahr

Wichtige Erkenntnisse aus dem Nutzenvergleich sind: Der verbleibende Anteil von 20% nicht an die Sammlung angeschlossener Einwohner (s. Kapitel 4.5.2.2. mit der Erläuterung von Höchstentsorgungsgebühren) soll durch die Kommune auf Null durch

Sanktionen vermindert werden, um die Einnahmen entsprechend optimieren zu können; d.h. von den 4,6 auf 5,8 Mio. €/a. Der Verkauf von EBS (bei entsprechender Qualität) und Verbrennungsprodukten kann wesentlich zur Ergebnisverbesserung beitragen. In einem längeren Zeitraum nach der Inbetriebnahme von neuen Abfallbehandlungsanlagen können die optimierten Einnahmen zur Senkung der Höchstentsorgungsgebühren herangezogen werden.

5.1.1.3. Auswertung direkter Kosten und Nutzen pro Jahr im betrachteten ZV Dolina Aus der Zusammenstellung aller direkten Kosten nach Kostenarten und direkter Nutzen zeichnet sich ab, dass (sogar mit Deponiesteuereffekte; wie in Kapitel 5.1.1.1. dargestellt) das Szenario EA- 3 mit thermischer Verwertung mit 11,4 Mio. €/a (nur direkte Kosten) die teuerste Entsorgungsmethode bleibt. Die EA- 2 (MBA Szenario) rangiert mit rd. 7,3 Mio. €/a an zweiter Stelle. Die EA- 0 und EA- 1 verursachen zwar deutlich niedrigere direkte Kosten (entsprechend 4,1 und 4,6 Mio. €/a) und damit eine geringere finanzielle Belastung für Systemnutzer, bieten jedoch keine zusätzlichen Vorzüge gegenüber den anderen EA (vgl. Tabelle 5.1). Obwohl die EA- 3 teuer ist, kann über die Einnahmeseite (Erlöse in der EA- 3 rd. 4,9 Mio. €/a) attraktiv gestaltet werden. In den EA- 0, EA- 1 und EA- 2 liegen hingegen die erzielbaren Einnahmen (< 0,4; rd. 0,4 und 0,8 Mio. €/a) deutlich unter dem Niveau von der „teuren“ EA. Es liegt deshalb in der Hand der Kommune, die Einnahmen aus dem Verkauf der Elektrizität und Wärme sowie Wertstoffe trotz hoher Verbrennungs- und MBA-Kosten entsprechend zu steigern (vgl. Tabelle 5.2). Die Gegenüberstellung direkter Einnahmen und direkter Kosten in allen EA ergibt Verluste in Höhe von:

• in der EA- 0 rd. 3,7 Mio. €/a (0,4 – 4,1) • in der EA- 1 rd. 4,2 Mio. €/a (0,4 – 4,6) • in der EA- 2 rd. 6,5 Mio. €/a (0,8 – 7,3) • in der EA- 3 rd. 6,5 Mio. €/a (4,9 – 11,4)

Wobei die Verluste bei den EA- 2 und EA- 3 identisch sind. In den Abbildungen 5.3.-5.4. werden direkte Kosten und Nutzen pro Einwohner (rd. < 428 Tsd. Einwohner) und Mg Abfall (rd. < 126 Tsd. Mg/a) nach EA grafisch dargestellt.

EA- 0 EA- 1 EA- 2 EA- 3

€ / E

direkter Nutzen / Einwohner direkte Kosten / Einwohner

Abbildung 5.3: Zusammenstellung direkter Nutzen und Kosten für Entsorgung von HH-Abfällen pro Einwohner im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in €/E

EA- 0 EA- 1 EA- 2 EA- 3

€ / M

direkter Nutzen / Mg Abfall direkte Kosten / Mg Abfall

Abbildung 5.4: Zusammenstellung direkter Nutzen und Kosten für Entsorgung von HH-Abfällen pro Mg Abfall im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in €/Mg

Die Auswertung direkter Kosten / Nutzen ergibt (ebenfalls für Einwohner und Mg Abfall):

• EA- 0 bewirkt um elfmal höhere Kosten (pro Einwohner 10 €/E und pro Mg/Abfall 33 €/Mg) als Nutzen (1 €/E und 3 €/Mg),

• EA- 1 (Getrenntsammlung der Wertstoffe) weist ebenfalls um elfmal höhere Kosten (pro Einwohner 11 €/E und Mg/Abfall 37 €/Mg) als Nutzen (1 €/E und 3 €/Mg) auf,

• EA- 2 (MBA-Szenario) beinhaltet um rd. neunmal höhere Kosten (17 €/E und 58 €/Mg) im Vergleich zum erreichten Nutzen (2 €/E und 7 €/Mg) und

• EA- 3 (MVA-Szenario) zeigt einen rd. dreimal größeren Unterschied zwischen den Kosten (27 €/E und 91 €/Mg) zum Nutzen (12 €/E und 39 €/Mg).

Weitere Ergebnisse lassen sich wie folgt ableiten:

• Im Vergleich zur EA- 0 sind die direkten Kosten (ebenfalls pro Einwohner und Mg Abfall) entsprechend in der EA- 1 um 12% höher. In der EA- 2 sind diese hingegen um 78% und in der EA- 3 um 178%(!) höher. Damit ist kostenmäßig die EA- 3 (EA mit einer MVA) am teuersten für die Systemnutzer.

• Ebenfalls unterscheidet sich der direkte Nutzen (pro Einwohner und Mg Abfall) im Vergleich zur EA- 0 entsprechend: in der EA- 1 um 30%, in der EA- 2 um 120% und in der EA- 3 um sogar 13 Mal. Es zeichnet sich ab, dass die EA- 3 (MVA) den größten Nutzen für Einwohner erzeugt.

• Keine der betrachteten EA weist höhere Nutzen als Kosten auf. Die Unterschiede liegen an der erzielbaren (und für Entsorgungsakteure akzeptierbaren) Höhe der Kosten und Nutzen (je höher die Kosten, desto höher der Nutzen) (vgl. dazu Abbildungen 5.3.-5.4).

• Die berechneten Verluste nach der Aufnahme von MBA/MVA betragen in EA- 0 rd. 3,7 Mio. €/a; EA- 1 rd. 4,2 Mio. €/a; EA- 2 und EA- 3 rd. 6,5 Mio. €/a. Dies bedeutet, dass eine 76%ige Unterdeckung nach der Inbetriebnahme von MBA und/oder MVA im Vergleich zur EA- 0 entsteht. Bei der Einführung von getrennter Sammlung (EA- 2) beträgt diese 14%.

5.1.1.4. Indirekte Kosten pro Jahr im betrachteten ZV Dolina Bei der Auswertung indirekter Kosten in der Tabelle 5.3 zeigt sich die Tatsache, dass diese in jeder EA fast doppelt so hoch sind wie die direkten Kosten. Diese belaufen sich entsprechend mit fast 8 Mio. €/a in den EA- 0, 1 und 2 und mit über 9 Mio. €/a in der EA- 3. Wegen der schwer quantifizierbaren indirekten Kosten ist das Verhältnis von 2:1 im Vergleich zu den direkten Kosten mit Unsicherheiten belastet. In jedem Fall sind die indirekten Kosten wegen ihrer Vielfalt (übermäßiger Lärm,

gesundheitliche Risiken, Minderung der Immobilienwerte in direkter Nähe einer Abfallbehandlungsanlage) immer höher als die klar bezifferbaren direkten Kosten. Bei der Zusammenstellung indirekter Kosten wurde auf die Werte einer Studie zurückgegriffen, welche die Begleiterscheinungen einer Entsorgungsanlage (Deponie- oder Müllverbrennungsanlage – wie es im Kapitel 4.5.2.3. erläutert wurde) als „…unannehmlich…“ bezeichnet.

Dabei wurden zahlreiche Störfaktoren, die Wohn- und Lebensqualität der Anwohner verschlechtern, wie erhöhter Verkehr, Gerüche, visuelle Belastung und wahrgenommene erhöhte Gesundheitsgefährdung, einbezogen. Gleichzeitig wurden die sinkenden Verkehrswerte umliegender Immobilien berücksichtigt. Dies sind die Gründe für die doppelt so hohen indirekten Kosten. In der Kategorie Begleiterscheinungen einer Entsorgungsanlage sind die Optimierungsmaßnahmen wie technische Lösungen zur Minderung von Geruchs- und Geräuschemissionen sowie Aufklärungskampagnen für Anwohner anzusetzen.

Bei der Quantifizierung externer Verkehrskosten werden die bei den Entsorgungstransporten auftretenden Kategorien wie Lärm, Luftverschmutzung, Klimaänderung und Naturbelastung berücksichtigt (wie in der Tabelle 4.11 angeführt wurde) und je nach Anzahl gefahrener Kilometer für die einzelnen EA berechnet. Tabelle 5.3: Gesamte indirekte Kosten pro Jahr für Entsorgung von HH-Abfällen im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in Mio. €/a

INDIREKTE KOSTEN EA- 0 EA- 1 EA- 2 EA- 3 Begleiterscheinung einer Entsorgungsanlage 7,8 7,8 7,8 9,3 externe Verkehrskosten < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 GESAMTE INDIREKTE KOSTEN (Mio. €/a) 7,8 7,8 7,8 9,3

Quelle: Eigene Berechnungen aus den angegebenen Werten in Fragebögen basieren auf RDC/PIRA (2003), UBA (2007a)

Grundsätzlich lässt sich erkennen, dass indirekte Kosten trotz schwieriger Mess- und Quantifizierbarkeit wichtige Faktoren sind, die politische und soziale Wirkungen implizieren. Optimierungspotenziale für die Kommune ergeben sich aus:

• der möglichst gesellschaftlich akzeptierbaren und umweltverträglichen Auswahl des Standortes für die neue Entsorgungseinrichtung (nach Durchführung sozialer und politischer Konsultationen z. B. am „Runden Abfalltisch“ und nach Umweltverträglichkeitsprüfung) sowie

• der Verbesserung der Transportlogistik durch Reduzierung der Entsorgungskilometer sowie sparsamen Fahrweise der Sammelfahrzeuge.

5.1.1.5. Indirekter Nutzen pro Jahr im betrachteten ZV Dolina Bei der Auswertung des generellen indirekten Nutzens wird dieser im Vergleich zum Ausgangsszenario (EA- 0) anhand der Darstellung von Beschäftigungs- und Verminderungseffekten direkt deponierter Abfallmengen aufgezeigt (s. Tabelle 5.4). Bei den EA- 2 und EA- 3 zeichnen sich gegenüber der EA- 0 deutliche Vorzüge im Kriterium Beschäftigungseffekte (< 0,1 und 0,2 Mio. €/a) ab.

Dies ist auf die Tatsache zurückzuführen, dass die Inbetriebnahme neuer Abfallbehandlungsanlagen zusätzliche Arbeitsplätze nicht nur in der Anlage selbst, sondern auch im Umfeld der Zulieferer und Dienstleister schafft. Bei der EA- 1 kommt nur Sammlung von Bioabfall (keine neue Anlage) hinzu, deshalb ist der Wert relativ niedrig (< 0,1 Mio. €/a). Somit wurde bei der Berechnung der Beschäftigungseffekte ein von der EU anerkannter Faktor 1,5 bei der Anwendung in der KNA für Großprojekte angewandt (EK 2007a). Wichtig ist, dass sich dieser Umrechnungsfaktor innerhalb einer Region und eines Landes unterscheiden kann (vgl. dazu Kapitel 4.5.2.4.).

Im Vergleich zur EA- 0 werden die größten Verminderungseffekte aus der Deponierung bei der EA- 2 und EA- 3 erzielt. Die Einbeziehung der MBA / MVA in ein Entsorgungssystem ruft einen erheblichen finanziellen Nutzen hervor (hier > 1 bzw. > 2,3 Mio. €/a) (s. Tabelle 5.4).

Tabelle 5.4: Gesamter indirekter Nutzen pro Jahr aus Entsorgung von HH-Abfällen im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in Mio. €/a

INDIREKTER NUTZEN EA-0 EA-1 EA-2 EA-3

Bruttoarbeitsplätze (Anzahl) 2 7 28 76

Nettoarbeitsplätze (Anzahl, Faktor 1,5)¹ - - 42 (+14)4

114 (+38)4

(1) quantifizierte Beschäftigungseffekte (Mio. €/a) < 0,1 < 0,1 < 0,1 0,2

deponierte Abfallmengen (Tsd. Mg/a) 123 114 86 32

verminderte, direkt deponierte Abfallmengen (Tsd. Mg/a) 3 11 40 93

Minderungsbeitrag von direkt deponierten Abfallmengen (%) 2,4 8,7 32 74

(2) verminderte direkt deponierte Abfallmengen (Mio. €/a)² 0,1 0,3 0,9 2,1

GESAMTER INDIREKTER NUTZEN (Mio. €/Jahr)³ 0,1 0,3 1,0 2,3 ¹ Umrechnungsfaktor für Nettoarbeitsplätze aus EK (2007a). Zur Erläuterung der Netto- und Bruttoarbeitsplätze vgl. Kapitel 4.5.2.4. mit Beschäftigungseffekten und Anzahl geschaffener Arbeitsplätze nach EA im ZV Dolina

² 43 €/Mg = 20 €/Mg Deponiegebühr + 23 €/Mg Marschallgebühr; vgl. dazu Tabelle 4.14 ³ Summenwert von (1) quantifizierten Beschäftigungseffekten und (2) verminderten direkt deponierten Abfallmengen 4 Zuwachs Nettoarbeitsplätze Quelle: Eigene Darstellung

5.1.2. Schlussfolgerungen aus der KNA Als KNA-Gesamtergebnis werden in der Abbildung 5.5 Kosten-Nutzen Verhältnisse direkt, indirekt und gesamt nach den EA dargestellt. Je größer das Verhältnis ist, umso höher sind die Kosten einer EA als der Nutzen (d.h. eine der EA ist dann entsprechend schlechter zu werten). Aus der Abbildung 5.3 ist zu erkennen, dass die EA- 0 und EA- 1 mit 11 das höchste direkte Kosten-Nutzen Verhältnis aufweisen, gefolgt von der EA- 2 mit 9. Die EA- 3 liegt mit einem Quotienten 2 am niedrigsten. Die Reihenfolge der Alternativen (von der schlechtesten zu der besten) ist damit EA- 0 und EA- 1 < EA- 2 < EA- 3. Das berechnete indirekte Kosten-Nutzen Verhältnis zeigt eine Kostenexplosion bei der EA- 0 (Quotient 106). Der Grund hierfür sind sehr geringe indirekte Nutzen im Vergleich zu indirekten Kosten (entsprechend 0,1 zu 7,8 Mio. €/a). Ebenfalls betrifft dies die EA- 1 (KNA-Verhältnis 28). Bei EA- 2 und EA- 3 fallen diese Verhältnisse relativ ähnlich aus (8 zu 4). Die Reihenfolge der EA ergibt sich daraus: EA- 0 < EA- 1 < EA- 2 < EA- 3. Bei der Auswertung des gesamten Kosten-Nutzen Verhältnisses (pro EA) zeigt sich dieselbe Reihenfolge. Es gilt: EA- 0 < EA- 1 < EA- 2 < EA- 3, wobei die Unterschiede zwischen diesen Szenarien allerdings deutlich geringer ausfallen (von 26 in EA- 0 zu 3 in EA- 3).

9 8 82 4 3

Kosten-Nutzen direkt Kosten-Nutzen indirekt Kosten-Nutzen gesamt

EA- 0 EA- 1 EA- 2 EA- 3

Abbildung 5.5: Kosten-Nutzen Verhältnisse im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006 Quelle: Eigene Darstellung Aus der Auswertung der Kosten-Nutzen Verhältnisse lassen sich folgende Schlüsse ziehen:

• Die EA-Differenzen weisen beim direkten Nutzen (entsprechend das Zehnfache EA- 3 zur EA- 0) einen erheblich größeren Unterschied auf als bei den direkten Kosten (entsprechend fast das Dreifache EA- 3 zur EA- 0). Dies ist auf die Tatsache zurückzuführen, dass z. B. trotz der höchsten direkten Kosten bei der EA- 3 (teuerste Option) der eingetretene Nutzen ebenso am höchsten ist.

• Der Vergleich vom indirekten Kosten-Nutzen Verhältnis platziert die EA-0 erheblich schlechter als sonstige EA.

• Die EA- 0 hat ein fast doppelt so hohes gesamtes Kosten-Nutzen Verhältnis wie EA- 1 und ist somit mit Vorsicht (bei einer Auswahlentscheidung) zu beurteilen. Die EA- 2 und EA-3 fallen mit < 10 deutlich besser aber vergleichbar aus.

• Es muss jedoch immer auf einzelne Kriterien (indirekte Kosten und Nutzen – vgl. Tabellen 5.3-5.4) beim Vergleich der EA eingegangen werden, weil diese für kommunale Entscheidungsträger politische Konsequenzen haben können (es handelt sich hierbei hauptsächlich um Beschäftigungseffekte und Begleiterscheinungen einer Entsorgungsanlage).

• Die Anschließung aller gebührenpflichtigen Abfallerzeuger zwecks Erhöhung der Einnahmen aus Höchstentsorgungsgebühren und

Maximierung von Verkaufswerten über die abgesetzten Produkte ist für alle Entsorgungsalternativen (EAi) zu empfehlen.

5.1.3. Ergebnisse aus der ÖBM

5.1.3.1. Allgemeines Die Bewertungskategorien berücksichtigen potenzielle (nicht-toxische und toxische) und zusätzliche Umweltauswirkungen sowie auch den Ressourcenverbrauch (Verbrauch von fossilen Energieträgern; s. Abbildungen 5.6.-5.8). Darüber hinaus werden die CO2-Emissionen aus der Sachbilanz aufgezeigt. Die hier genutzten Begriffe sind wie folgt definiert:

• PE → hierdurch werden sog. „…Personenäquivalente…“ ausgedrückt, d.h. man spricht von einem Jahres-Durchschnittswert für den Beitrag bzgl. der gesamten Aktivitäten einer Person in einem Entsorgungsgebiet in Bezug auf einzelne Wirkungskategorien (Kirkeby et al. 2006).

• Negative Werte → diese bedeuten einen positiven Einfluss auf die Umwelt; d.h. eine Umweltentlastung (Gutschrift) für die Umwelt.

• Positive Werte → diese sind als negativer Einfluss auf die Umwelt zu verstehen; d.h. eine Umweltbelastung.

5.1.3.2. Sachbilanz In einer Sachbilanz können unterschiedliche Substanzen nach einzelnen EA quantifiziert und verglichen werden. Da ausgewählte Schadstoffmengen weiter in diesem Kapitel als Teil der Wirkungsabschätzung analysiert werden, werden hier im Rahmen der Auswertung der Sachbilanz die CO2-Emissionen nach biogenem und fossilem Ursprung pro EA zusammengestellt. Die CO2-Emissionen werden weiterhin für ihre Klimarelevanz nach EA verglichen. Tabelle 5.5: CO2-Emissionen nach einzelnen EA, Angaben in Mio. Mg

CO2-Emissionen in Mio. Mg EA- 0 EA- 1 EA- 2 EA- 3 biogenes CO2 46 43 29 49 fossiles CO2 -4 -3 1 -27

Quelle: Eigene Darstellung nach Berechnungen aus Easewaste

Aus der Tabelle 5.5 ergeben sich erhebliche Unterschiede zwischen den einzelnen EA.

In der EA- 0, EA- 1 und EA- 3 liegen die CO2-Emissionen biogenen Ursprungs > 40 Mio. Mg.

In der EA- 0 und EA- 1 werden diese durch die relativ hohen Mengen an deponierten Bioabfällen (keine getrennte Sammlung von Bioabfall; s. Kapitel 4.4.) verursacht.

In der EA- 3 sind diese hohen CO2-Emissionen auf die verbrannten, biologisch abbaubaren Fraktionen zurückzuführen (v.a. Papier).

Die kleineren CO2-Werte in der EA- 2 im Vergleich zu den anderen drei EA lassen sich durch ein erhöhtes Recycling zurückgewonnener Wertstoffe in diesem Szenario erklären.

Beim Vergleich von fossilen CO2-Emissionen ergeben sich folgende Erkenntnisse.

In der EA- 0 und EA- 1 werden die CO2-Emissionen mit über -3 Mio. Mg vor allem durch die Biogasnutzung (Substituierung fossiler Energieträger) erspart.

In der EA- 2 (+1 Mio. Mg) entstehen keine Ersparnisse sondern erhöhte CO2-Emissionen wegen der Sammlung von Wertstoffen.

In der EA- 3 konnte die größte Reduktion an CO2-Emissionen fossilen Ursprungs (-27 Mio. Mg) berechnet werden. Das liegt an der Substituierung der Primärenergie - Abfall statt fossiler Energieträger in der Kraft-Wärme-Kopplung in der MVA.

Die in der Tabelle 5.5 berechneten CO2-Emissionen biologischen und fossilen Ursprungs wirken sich u.a. auf die Klimarelevanz aus.

So trägt sich beispielsweise die Getrenntsammlung und Recycling von Wertstoffen mit hohem Bioanteil (EA- 2) zur Senkung von biogenem CO2.

Durch die Substituierung von Primärenergie duch das Biogas-KW und/oder die MVA werden die fossilen CO2-Emissionen erspart (EA- 0, EA- 1, EA- 3). Die erhöhten Abfalltransporte in der EA- 2 verursachen den größeren Kraftstoffverbrauch und -im Endeffekt- größere fossilen CO2-Emissionen.

Diese Substituierungseffekte sind auch beim Verbrauch von fossilen Energieträgern nach EA aufgezeigt.

5.1.3.3. Nicht-toxische Wirkungen im betrachteten ZV Dolina Aus der Auswertung der Werte nicht-toxischer Umweltauswirkungen erzielen EA- 0 und EA- 1 in allen Wirkungen ähnliche Ergebnisse. Im Gegensatz zur EA- 0, -1 und -2 weist die EA- 3 in den Kategorien Treibhauseffekt, Eutrophierung und Versauerung einen positiven Einfluss auf die Umwelt.

In der Wirkungskategorie Abbau des stratosphärischen Ozons mit entsprechend rd. 3,8 Tsd. PE (EA- 0) und 3,4 Tsd. PE (EA- 1) – die Differenz liegt bei etwa 11% - zeigen diese beiden EA aufgrund höherer Mengen an deponierten Abfällen einen deutlichen Nachteil zur EA- 3. Dies hängt damit zusammen, dass in diesen EA die deponierten Abfälle mit hohem Bioanteil (vgl. Kapitel 2.9.2. mit der Abfallzusammensetzung) zu dieser Wirkungskategorie beitragen. Die EA- 2 zeigt in dieser Kategorie einen um rd. 65% niedrigeren Effekt als die EA- 0 (s. Abbildung 5.6).

Abbildung 5.6: Nicht-toxische Umweltauswirkungen nach EA aus Entsorgung von HH-Abfällen im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in Tsd. PE

Die Analyse der in fast allen Wirkungskategorien negativen Werte (Umweltentlastung) für die EA- 3 deutet darauf hin, dass dieses MVA-Szenario Gutschriften in den nicht-toxischen Umweltauswirkungen erzeugt.

Grund hierfür ist die Reduzierung des negativen Einflusses auf die Schutzgüter Boden, Luft und Wasser durch verringerte Abfallmengen zur Deponierung. Somit entstehen weniger klimaschädliche Umweltauswirkungen aus der Abfallbehandlung durch Abfallverbrennung.

Außerdem entstehen die Energiegutschriften aus der Abfallverbrennung aufgrund des Ersatzes der Primärenergie mit Energie aus Abfällen (s. Kapitel 5.1.3.8. mit dem Verbrauch von Rohstoffen). Hinzu kommt noch ein besonders guter Wert in der Kategorie Treibhauseffekt mit -4,4 Tsd. PE. Es zeichnet deshalb ab, dass die thermische Verwertung im Vergleich zur Deponierung und mechanisch-biologischen Behandlung einen signifikant positiven Einfluss auf die Treibhauseffekt hat. Durch die EA- 3 im Vergleich zu anderen EA wird hier das verminderte Treibhauseffektpotenzial deutlich.

Zusammenfassung von nicht-toxischen Wirkungen im betrachteten ZV Dolina

Die Summe aller Werte nach nicht-toxischen Umweltauswirkungen zeigt, dass lediglich die EA- 3 Umweltentlastungen in Höhe von -5,7 Tausend PE aufweist. Alle Szenarien mit > 5 Tsd. PE (EA- 2) und > 6 Tsd. PE (EA- 0 und 1) beinhalten Umweltbelastungen (vgl. Abbildung 5.6).

5.1.3.4. Toxische Wirkungen im betrachteten ZV Dolina In der Abbildung 5.7 werden die toxischen Umweltauswirkungen nach EA wiedergegeben. Im Gegensatz zur Auswertung der nicht-toxischen Wirkungen leiten sich daraus völlig andere Ergebnisse ab.

In den beiden Alternativen (EA- 0 und EA- 1) fällt auf, dass die Humantoxizität (via Wasser, Luft und Boden, s. Glossar) sowie Ökotoxizität (in Wasser und Boden, s. Glossar) ähnliche Werte aufweisen. Nach der Addition der genannten Wirkungen für EA- 0 und -1 belaufen sich die Werte auf vergleichbare rd. > 27 bzw. 29 Tsd. PE.

In der EA- 3 hingegen fallen deutlich größere Unterschiede in Kategorien Humantoxizität via Wasser (> 58 Tsd. PE), Humantoxizität via Boden (> 33 Tsd. PE) und Ökotoxizität in Wasser (> 24 Tsd. PE) im Vergleich zu den anderen Szenarien auf.

Diese Diskrepanzen lassen sich damit begründen, dass die Schlacken und Flugaschen aus Verbrennungsprozessen nicht verwertet, sondern

überirdischer Deponierung für mineralische Abfälle zugeführt werden35. Die Untertagedeponierung von Filterstäuben wird aufgrund von fehlenden Easewaste-Bewertungsmodulen nicht berücksichtigt. Rauchgas und Prozesswasser aus Verbrennung werden über nasses Rauchgasreinigungsverfahren gereinigt. Mehrere Details sind dem Anhang 12-29 zu entnehmen.

Insgesamt ist das Ergebnis in PE für toxische Umweltauswirkungen in der EA- 3 fast dreimal so hoch wie bei anderen Szenarien und beträgt entsprechend zwischen > 27 bis > 34 zu > 116 Tsd. PE (s. Abbildung 5.7). Sollten die Schlacken und Aschen in dieser EA behandelt36 werden, würde dies das ÖB-Ergebnis für die EA- 3 wesentlich verbessern, und zwar um das 50fache(!). Als Rückstände und Abfälle aus MVA fallen vor allem Schlacken, Flugaschen, Filterstäube, Filterkuchen, Gips und Metallchrott an (Lück 2004, UBA 2007b). Die Schlacken und Flugaschen können auf Massenabfall- bzw. Reststoffdeponien abgelagert (UBA 2007b) oder bei der Profilierung des Deponiekörpers oder bei der Herstellung von Bausstoffsubstraten verwertet werden (wie am Beispiel der Berliner MVA Ruhleben; Kempin 2009, mdl. Mitt.).

Die Schlackenaufbereitung ist aufwändig, aber notwendig, um ein verkaufsfähiges Mineralgemisch mit hoher Reinheit (geringer Metallanteil) und guten bauphysikalischen Eigenschaften zu erzeugen (Kins / Zwahr 2003). Der umweltverträglich positiv bewertete Einsatz von aufbereiteten Schlacken aus der Müllverbrennung37 wird z. B. im Straßenbau (Trag- und

35 Löschau / Thomé-Kozmiensky (2005) weisen darauf hin, dass aus den jährlich in der BRD 3 Mio. Mg anfallenden Müllverbrennungsschlacken nur etwa die Hälfte verwertet und der Rest deponiert wird. Die Verwertung der Schlacken erfolgt nach dem Aufbereitungsverfahren (zur Aussortierung von Metallschrott und Unverbranntem aus den Restschlacken), Waschverfahren (zur Entfrachtung von löslichen Salzen und Schwermetallen) und sonstigen Verfahren (z. B. Verfestigungsverfahren, Schmelzverfahren etc.) 36 Im Easewaste-Modul zur Behandlung von Schlacken / Aschen wird keine Behandlungsmethode definiert. 37 Die Massenanteile der Inhaltsstoffe hängen von der Zusammensetzung des Inputs, der Technologie und den Betriebsbedingungen ab. Im Allgemeinen bestehen Schlacken zu 85-90 Ma.-% aus mineralischer Fraktion, 1-5 Ma.-% aus Unverbranntem, 7-10 Ma.-% aus Metallschrott und Alkali- und Erdalkalimetallverbindungen, Chloriden (> 1 g/kg) und Fluoriden (> 1 g/kg) und Sulfaten. Die Dioxin- und Furanbelastung fällt bei Schlacken im Vergleich zu den übrigen Sekundärabfällen (z. B. Filterstäuben) gering aus (Löschau / Thomé-Kozmiensky 2005).

Frostschutzschichten von Parkplätzen, Baustraßen, Platten- und Pflasterbelägen), Wegebau (land- und forstwirtschaftliche Wege), als Schüttmaterial für Dämme und Lärmschutzwälle und zur Untergrundverbesserung durchgeführt. Der Einsatz von Schlacken in Wasserschutz- und Wassergewinnungsgebieten ist jedoch grundsätzlich ausgeschlossen (Löschau / Thomé-Kozmiensky 2005).

Die Filterstäube, Filterkuchen und sonstige Verbrennungsrückstände38 können nach der Immobilisierung unter Tage bzw. auf Restsstoffdeponien abgelagert werden (UBA 2007b). Außer aufbereiteten Schlacken können auch andere Verbrennungsprodukte rückgewonnen werden. In der MVR (Müllverwertungsanlage Rugenberger Damm, Hamburg) werden beispielsweise die Halogene, insbesondere Salzsäure (HCl) in einer sauren Wäsche aus dem Abgas entfernt und anschließend in einer separaten HCl-Rektifikationsanlage zu marktgängiger 30%iger Salzsäure in EN 939-Qualität aufbereitet und vermarktet (Kins / Zwahr 2003). Wie die Salzsäure, kann auch der im SO2-Wäscher erzeugte Gips von dem Naturgips ebenbürtiger Qualität, vergleichbar mit dem sog. REA-Gips aus den Entschwefelungsanlagen der Kraftwerke, rückgewonnen werden (Kins / Zwahr 2003). Gips kann in der Bauindustrie eingesetzt werden (UBA 2007b). Darüber hinaus lässt sich Kesselstaub aufgrund niedriger Belastung mit Schwermetallen und Dioxinen / Furnanen bei der Herstellung von Ziegeln (zurzeit aber in kleinem Maßstab) einsetzen (Kins / Zwahr 2003). Aus dem Metallschrott können NE-, Eisenmetalle, Edelmetalle, Weißblech, Aluminium und seine Legierungen und Kupfer zurückgewonnen werden (Lück 2004).

38 In der MVA Arnoldstein in Österreich wird Filterasche als Filteroxid aus der Anlage abgezogen, verfestigt und zur Gewinnung bestimmter Schwermetalle in einer Sekundärhütte aufbereitet (UBA 2007b).

Metallchrott kann wiederverwertet werden. In den Rostfeuerungen wird er nach der Verbrennung separiert, bei den Wirbelschichtfeuerungen vor der Verbrennung (UBA 2007b). In einzelnen Fällen können bei Abfällen und Reststoffen aus der Verbrennung die Grenzwerte einzelner Parameter für die entsprechenden Deponietypen überschritten werden. Laut Auskunft der MVA-Betreiber in Österreich werden die Abfälle und Reststoffe aus Abfallverbrennungsanlagen vor der Deponierung zum überwiegenden Teil vorbehandelt, sodass die entsprechenden Grenzwerte eingehalten werden. Bei einigen Anlagen wurden höhere Grenzwerte von der Behörde für einzelne Abfallarten zugelassen (UBA 2007b).

Abbildung 5.7: Toxische Umweltauswirkungen nach EA aus Entsorgung von HH-Abfällen im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in Tsd. PE

Es sei an dieser Stelle angemerkt, dass die Berechnung der Verwertungseffekte von Schlacken in der Software Easewaste zurzeit aufgrund von fehlenden Modulen NICHT möglich ist. Dieser Nachteil der angewandten Ökobilanzsoftware wird bei der Diskussion von Ergebnissen berücksichtigt. Im Rahmen der Sensitivitätsanalyse werden die Effekte der Schlacken- und Aschenbehandlung auf die Gesamtökobilanz geprüft und aufgezeigt. Der aus

der Behandlung resultierende Wert gibt ein komplett anderes Bild von der thermischen Verwertung an (vgl. Kapitel 5.3.2.7.). Zusammenfassung von toxischen Wirkungen Die energetische Verwertung von Abfällen ohne Schlacken- und Aschenbehandlung und Verwertung (nach den hier gesetzten Randbedingungen) ist im Hinblick auf toxische Umweltauswirkungen (toxisches Potenzial wegen der Deponierung von Schlacken / Flugaschen) die am wenigsten umweltschonende Technologie. Dies ist auf die Tatsache zurückführen, dass die Schlacken / Aschen bei der Ökobilanzierung (noch) nicht verwertet, sondern deponiert werden. Es muss an dieser Stelle betont werden, dass die Berechnung der Schlackenverwertungseffekte mit Easewaste nicht möglich ist. Somit empfiehlt es sich, diese Module in Easewaste als Entscheidungsunterstützungsinstrument für Ökobilanzen unverzüglich zu integrieren. Aufgrund dessen ist zurzeit eine Entscheidung nur über toxische Wirkungen der ÖB-Ergebnisse von betrachteten Entsorgungswegen - solange keine Schlackenverwertung vorhanden ist - nicht objektiv und somit nicht empfehlenswert. Man muss aber einen Weg zur Schlackenverwertung - wie an den herangeführten Beispielen in diesem Abschnitt - zeigen, um das Vertrauen kommunaler Entscheidungsträger und der Öffentlichkeit in Polen zu gewinnen.

5.1.3.5. Zusätzliche Wirkungen im betrachteten ZV Dolina Aus der Auswertung zusätzlicher Wirkungen (zu Standardauswirkungen in der CML-Methode, vgl. dazu Anhang 12-10) wie gespeicherte Ökotoxizität im Wasser und Boden, sowie zerstörte / geschädigte Grundwasserressourcen, lassen sich folgende Erkenntnisse ableiten (s. Abbildung 5.8):

Mit der Ausnahme von zerstörten / geschädigten Grundwasserressourcen in der EA- 3 mit lediglich rd. 2 Tsd. PE liegen die Ergebnisse anderer EA in der Größenordnung von > 1 Mio. PE (EA- 2) und sogar > 2 Mio. PE (EA- 0 und EA- 1). Grund ist bei allen drei Szenarien die Deponierung von Haushaltsabfällen, denn diese können langfristig Grundwasserressourcen schädigen oder zerstören.

Sollten aber die auf Deponien abgelagerten Abfälle kein Gefährdungspotenzial für zukünftige Generationen darstellen, dann müssen drei Sperren zwischen der Deponie und der Umwelt für die Erreichung dieses Zieles eingebaut werden (Dierkes 2009):

• künstliche Abdichtungsmaßnahmen: o Oberflächenabdichtung – zur Verhinderung des

Niederschlagseintrags in den Körper und zur Deponiegasfassung39, o Versickerungsbecken - zur Verhinderung von Sickerwasserauslauf

in den Boden bei Setzungen (wegen biologischen Abbaus; Gasentzugs etc.) und Anhebung vom Gewässerspiegel und

o Profilierung des Depotkörpers und Verdichtung des inertisierten Abfalls mit Füllmaterial (z. B. MVA-Schlacke, Bodenaushub und Bauschutt) um Wechselwirkungen mit der Umgebung definitiv auszuschließen und

• eine geologische Barriere wie natürliche verfügbare geologische Einbettungen (obertägig; untertägig) zu suchen, die das Einbetten einer derartigen Deponiekapsel für eine Abfallaufnahme prädestinieren und

• die Immobilisierung des Abfalls durch die Umwandlung in ein schwer lösliches Produkt und damit eine im größten Umfange Ausschließung von reaktiven Wechselwirkungen.

Werden diese Maßnahmen eingesetzt, sind die potenziellen Gefahren aus der Deponierung und somit zusätzliche Umweltauswirkungen (Ökotoxizität, geschädigte Grundwasserressourcen) geringer.

39 Deponiegas kann über aktive (Aussaugung des Deponiegases aus dem Deponiekörper) und passive Entgasung (Entweichung des Deponiegases durch Eigendruck aus dem Deponiekörper) erfasst werden (Dierkes 2009). Frühere Gasfassungssysteme wie z. B. Gaskollektoren flach unter der Deponieoberfläche werden immer noch in Polen eingesetzt. Aus 929 kontrollierten Deponien (Stand: 2008) ist auf lediglich 304 (33%) überhaupt ein Biogasfassungssystem vorhanden, davon erfolgt auf 12 (3,9%) Wärme- und auf 44 (14%) Elektrizitätserzeugung (GUS 2008).

Zusammenfassung von zusätzlichen Wirkungen:

Abgesehen von der Kategorie zerstörte / geschädigte Grundwasserressourcen (EA- 2 und -3 schneiden hier besser ab als die anderen Szenarien) haben alle EA in der Kategorie Ökotoxizität langfristig vergleichbar negative Auswirkungen auf Boden und Wasser.

Abbildung 5.8: Zusätzliche Umweltauswirkungen nach EA aus Entsorgung von HH-Abfällen im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben ZV Dolina in Tsd. PE

5.1.3.6. Gesamte toxische Umweltauswirkungen im betrachteten ZV Dolina Die Tabelle 5.6 zeigt gesamte toxische Umweltauswirkungen nach EA zusammengefasst an. Aus der Zusammenstellung der gesamten toxischen Umweltauswirkungen (s. Tabelle 5.6) lässt sich die nachstehende Reihenfolge in Bezug auf die betrachteten EA erkennen (von der am meisten zu der am wenigsten umweltschädigenden EA): EA- 0 < EA- 1 < EA- 2 < EA- 3

Zu dieser Reihenfolge tragen in der EA- 0, -1, -2 zu rd. 98-99% zusätzliche Wirkungen (v.a. aus der Deponierung von Haushaltsabfällen in EA- 0 und -1) (vgl. vorherigen Abschnitt) und in der EA- 3 zu 88% (Deponierung von Schlacken) bei. Die restlichen 12% in der EA- 3 machen in der Kategorie toxische Umweltauswirkungen - Humantoxizität (via Wasser und Boden) und Ökotoxizität im Wasser aus. Toxische Umweltauswirkungen sind summarisch in der EA- 3 um rd. 70-76% höher als bei EA- 0, -1 und -2 und sind durch Deponierung von Verbrennungsrückständen verursacht. Tabelle 5.6: Gesamte toxische Umweltauswirkungen nach EA aus Entsorgung von HH-Abfällen im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in Tsd. PE

toxische Umweltauswirkungen (Tsd. PE) EA- 0 EA- 1 EA- 2 EA- 3

toxische Umweltauswirkungen 27 29 34 117

zusätzliche Wirkungen 3393 3213 2486 878

TOXISCHE UMWELTAUSWIRKUNGEN GESAMT 3421 3241 2521 995 Quelle: Eigene Darstellung

5.1.3.7. Wirkungsabschätzung ausgewählter Schadstoffe und Substanzen im betrachteten ZV Dolina Nachfolgend werden hier noch Ergebnisse einer Wirkungsabschätzung dargestellt, die durch ausgewählte Schadstoffe und Substanzen verursacht werden. Diese Darstellung dient zum Vergleich der Pfade und Entfrachtungspotenziale innerhalb der einzelnen EA. Aufgrund vom Umfang der Wirkungsabschätzung können hier nicht alle Schadstoffe berücksichtigt werden. Zu den ausgewählten Schadstoffen / Substanzen zählen hier (besondere Toxizität; z. B. Schwermetalle, Dioxine und Umweltbeeinträchtigung; z. B. SO2, NO2) vor allem:

• Schwermetalle: Blei (Pb), Cadmium (Cd), Quecksilber (Hg), Kupfer (Cu), Thallium (Tl), Arsen (As), Chrom (Cr), Cobalt (Co), Mangan (Mn), Nickel (Ni), Zink (Zn)

• Dioxine / Furane (PCDD/F) • Methan (CH4) • Chlorwasserstoff (HCl) und Fluorwasserstoff (HF) • Schwefeldioxid (SO2) • Stickstoffmonoxide (NO), Stickstoffdioxid (NO2), Stickstoffoxid

(N2O) • flüchtige Halogenkohlenwasserstoffe (FCKW, H-FCKW, CKW, Halone

unter dem Sammelbegriff FCKW dargestellt)

Die Tabelle 5.7 stellt die ausgewählten Schadstoffe und Substanzen innerhalb einzelner EA in alphabetischer Rangordnung dar.

Alle EA- 0, 1 und 2 weisen die vergleichbaren Belastungswerte von Pb, Cd, Cu, As, Cr und Ni auf. Die Ergebnisse für Tl, Co, HCl, HF, NO2, N2O und FCKW haben ähnliche niedrige Werte nach dem Abschneidekriterium 1 Tsd. PE (relativ geringere Bedeutung) und werden nach EA nicht analysiert.

Die EA- 3 hingegen erreicht die höchsten Belastungswerte bei Hg. Minus-Werte bei As, Zn, Dioxinen, CH4, NOx und SO2 weisen hier generell auf einen positiven Einfluss (keine Emissionen in die Umwelt) hin (s. Tabelle 5.7 Tabelle 5.7: Aggregierte Ergebnisse einer Wirkungsabschätzung nach ausgewählten Schwermetallen und sonstigen Schadstoffen nach EA aus Entsorgung von HH-Abfällen im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in PE

Schadstoffe (PE) EA- 0 EA- 1 EA- 2 EA- 3 Schwermetalle As 10364 10043 8725 -88

Cd 22211 21945 21061 31

Co 0 0 0 0

Cr 2553 2350 1618 80

Cu 838384 838056 836417 1071

Hg 10424 10704 25985 48845

Mn 6442 5978 4118 4

Ni 3352 3157 2388 2

Pb 6484 6484 6369 547

Tl 0 0 3 -2

Zn 9130 9408 12266 -30387

sonstige Schadstoffe Dioxine / Furane 28 182 1107 -4922

CH4 1342 1178 100 -1392

FCKW 87 78 53 -1

HCL -1 -2 72 -25

HF -1 -2 72 -25

N2O -4 -2 -18 -25

NO2 25 23 15 2

NOx 634 373 -677 -1784

SO2 -91 -138 -493 -1813

Summe 911365 909816 919182 10119 Quelle: Eigene Darstellung

In der Kategorie Schwermetalle werden folgende Metalle: As, Cd, Cr, Cu, Hg, Mn, Ni, Pb und Zn nach einzelnen EA analysiert. Vorher wird in Kürze ihr Einsatz beschrieben. As ist ubiquitär verbreitet und kleine Mengen dieses Elements sind sowohl in Nahrungsmitteln sowie im Trinkwasser zu finden. Metallisches Arsen ist ungiftig, geht aber leicht in das hoch giftige Arsenik (As2O3) über (Althaus et al. 2009, FIZ 2010).

Cd fand früher die Anwendung aufgrund seiner Korrosionsfestigkeit als Legierungszusatz, als Überzug in der Metallurgie und wurde in Batterien, Farben und Kunststoffen eingemischt. Heute fließt Cadmium hauptsächlich in die Herstellung von Ni-Cd-Akkumulatoren. Es resultieren Emissionen aus Industrie und MVA. Auch Klärschlamm enthält erhebliche Mengen an Cadmium, ebenso Phosphatdünger und fossile Brennstoffe. Cd lagert sich in Nieren ab. Der toxische Wirkungsmechanismus von Cd konnte bisher noch nicht geklärt werden (Althaus et al. 2009). Cr kommt ubiquitär vor und wird als biologisch essenziell angesehen. Chrom und seine Verbindungen werden vielfältig genutzt, z. B. als Korrosionsschutz oder als Beiz-, Gerb- und Holzschutzmittel. Am gefährlichsten sind die sechswertigen Chromsalze: Diese sind potente Oxidationsmittel, die auf alle Gewebe stark ätzend wirken (Althaus et al. 2009, FIZ 2010).

Cu ist ein essenzielles Element. Metallisches Cu ist ungiftig, Vergiftungen resultieren jedoch aus der oralen Aufnahme verschiedener Kupfersalze. Diese werden nach oraler Aufnahme langsam resorbiert und rufen dabei lokale Verätzungen im Gastrointestinaltrakt hervor. Das aufgenommene Kupfer kumuliert in der Leber. Cu-Vergiftungen entstehen durch die Aufnahme kupferhaltiger Fungicide, kupferhaltiger Arzneimittel oder Mineralsalzkonzentraten (Althaus et al. 2009).

Metallisches Hg ist bei oraler Aufnahme praktisch ungiftig, weil fast keine Resorption erfolgt. Hg-Vergiftungen werden deshalb nicht durch das reine Metall, sondern durch organische und anorganische Hg-Verbindungen hervorgerufen, wobei organisches Hg eine deutlich höhere Toxizität aufweist. Organisches Hg verursacht zentralnervöse Störungen; anorganische Quecksilbersalze erzeugen Verätzungen, gastrointestinale Irritationen und akutes Nierenversagen (Althaus et al. 2009, Schu / Seiler 2008).

Mn ist für alle Organismen essenziell. Umweltschäden durch das Element sind bisher eigentlich nicht bekannt, und es gilt als relativ untoxisch. Am ehesten kann Toxizität durch Mn in sauren Böden erreicht werden, da seine Löslichkeit hier am höchsten ist. Manganazide MnxO gilt stark wassergefährdend und hat somit das

Umweltschädigungspotenzial. Bei den selten auftretenden Vergiftungen mit Mangan bei Menschen werden vor allem das zentrale Nervensystem und die Nieren geschädigt. Eine karzinogene Wirkung können einige Mn-Verbindungen (Mangan(II)chlorid MnCl2 und Mangan(II)sulfat MnSO4) aufweisen (FIZ 2010). Manganazid ist eine der wenigen Manganverbindungen, die für Umweltprobleme sorgen kann und als stark wassergefährdend gilt. Ni wird hauptsächlich für Legierungen verwendet, sowie zur Oberflächenveredlung von Metallen (Modeschmuck, Brillen, Uhren, Metallknöpfe etc.) und in Trockenbatterien. Ni-Vergiftungen mit Ni-Verbindungen sind selten (FIZ 2010).

Pb-Emissionen aus bleihaltigem Antiklopfmittel (Tetraethyl- und Tetramethylblei) wurden durch bleifreies Benzin vermindert. Pb hat drei Angriffsorte: den Magen-Darm-Trakt (Bleikolik), das Nervensystem (Bleikrämpfe, Bleilähmungen) und die Erythropoese (Bleianämie). Die lokale Wirkung des Bleis ist ätzend (Althaus et al. 2009).

Zn ist ein essenzielles Element und Bestandteil zahlreicher Enzyme. Die Toxizität von Zink ist gering. Nach oraler Aufnahme von Zink treten Anorexie, Erbrechen, Durchfall, Kolik sowie Ulcera und Blutungen im Magen-Darm-Kanal auf (Althaus et al. 2009). In der Kategorie Schwermetalle sind die Belastungswerte durch Cd ähnlich in EA- 0, 1 und 2 (rd. 20 Tsd. PE). Diese werden in den Kategorien „…geschädigte Grundwasserressourcen und gespeicherte Ökotoxizität…“, also in langfristigen Umweltauswirkungen, aufgezeigt. Hier werden diese bei der Deponierung von Haushaltsabfällen identifiziert. In der EA- 3 mit < 1 Tsd. PE sind die Effekte vernachlässigbar. Cu zeigt in EA- 0, 1 und 2 den höchsten Belastungswert (großer Abstand zu anderen Metallen; mit > 830 Tsd. PE). Die Unterschiede zwischen diesen Szenarien sind relativ klein (< 1%) und daher vernachlässigbar. In der EA- 3 mit rd. 1 Tsd. PE sind die Auswirkungen durch dieses Schwermetall, ähnlich wie bei Cd, zu vernachlässigen.

Die Ergebnisse in den EA- 0, 1 du 2 sind damit zu erklären, dass die Feinfraktion - Asche (10% in der HH-Abfallzusammensetzung, vgl. Abbildung 2.5) 12% von Cu und 7,7% von Zn anteilig enthält (die größte Schwermetallbelastung unter allen berücksichtigten Fraktionen). Da diese Fraktionen nicht reaktionsfähig sind, bleibt die Belastung in diesen EA gleich, und zwar mit rd. 830 Tsd. PE.

Beim Hg werden in der EA- 3 Werte rd. 77 Tsd. PE erreicht (rd. das Siebenfache der anderen EA) und wird der Kategorie „…Humantoxizität via Boden und Wasser…“ zugeschrieben. Dies ist auf das Schädigungspotenzial der Deponierung (hier von Schlacken) zurückzuführen. Beim Pb werden ähnlich hohe Belastungswerte mit > 6 Tsd. PE in der EA- 0, 1 und 2 erreicht. In der EA- 3 werden zum Vergleich < 1 Tsd. PE (Abschneidekriterium) errechnet. Der höhere Wert in den EA- 0, 1 und 2 wird durch Kategorie „…geschädigte Grundwasserressourcen…“ hervorgerufen. Dies ist auf das Schädigungspotenzial der Deponierung zurückzuführen. Zu den hohen Belastungswerten beim As, Cr und Ni in der EA- 0, 1 und 2 (entsprechend rd. 10 Tsd., 20 Tsd. und 2 Tsd. PE) tragen zerstörte / geschädigte Grundwasserressourcen (As, Cr, Ni) und gespeicherte Ökotoxizität in Wasser (Cr, Ni) und Boden (Cr) bei. Die Belastungswerte dieser Schwermetalle in der EA- 3 liegen < Tsd. PE und können vernachlässigt werden. Ähnlich wie bei anderen Metallen sind die hohen Werte durch deutlich größere Deponiemengen und den daraus resultierenden Umweltrisiken für Wasser und Boden verursacht. Interessant in diesem Zusammenhang sieht die Umweltbelastung beim Zn aus. Bei diesem Metall werden die höchsten Belastungswerte mit > 9 Tsd. PE in EA- 0, 1 und 2 erzeugt. Diese Belastung (v.a. in der Kategorie „…Humantoxizität via Wasser…“) ist durch Zink-Ionen-Migration ins Oberflächengewässer verursacht. In der EA- 3 hingegen mit dem Wert -30 Tsd. PE wird die umweltschädigende Auswirkung vermieden. Die Dioxine und Furane (PCDD/F) werden aufgrund der außenordentlich hohen Toxizität (Schu / Seiler 2008) in die Schadstoffliste eingetragen.

Die nach der Normierung negative Werte für Dioxinemissionen in die Luft (in PE umgerechnet) in der EA- 3 (rd. -5 Tsd. PE) im Vergleich zu anderen Szenarien (entsprechend EA- 0 , EA- 1 und EA- 2 < +1 Tsd. PE) resultieren in den Mengensummen in den Kategorien „…Humantoxizität via Boden und Wasser sowie Ökotoxizität in Wasser…“. Dioxine spielen in dem untersuchten Beispiel vor allem eine Rolle bei der Deponierung von HH-Abfällen (hohes Toxizitätspotenzial).

Dioxine aus den Verbrennungsprozessen40 werden in der Regel in der Luftreinhaltung entfernt, aber es wird immer ein kleiner Teil (bis zu Grenzwerten 0,1 ng/m3) von ihnen in die Atmosphäre freigesetzt. Die heutigen Verbrennungstechnologien sind aber so zuverlässig, dass die Dioxinemissionen aus der Verbrennung kein Problem mehr sind.

Beim CH4 sind die Ergebnisse wie folgt zu interpretieren: Die rd. 1 Tsd. PE in der EA- 0, 1 (aus den Kategorien „…Bildung von Photooxidantien und Treibhauseffekt…“) rühren von der Deponierung her. Die rd. > -1 Tsd. PE in der EA- 3 hingegen bezeichnen vermiedene Emissionen aus nicht-deponierten sondern verbrannten Abfallmengen. Die Begründung für Berücksichtigung der Gesamtfrachten an NOx (und NH3) hängt mit der Versauerung, Eutrophierung und der Entstehung von bodennahem Ozon zusammen (Schu / Seiler 2008).

Bei NOx werden in der EA- 0 und 1 < 1 Tsd. PE berechnet. Auf diese höheren Belastungswerte haben die Kategorien „…Eutrophierung und Versauerung…“ verursachenden Einfluss. Diese Kategorien werden überwiegend durch Luftemissionen von NOx aus der Deponierung (EA- 0 und EA- 1) beeinflusst. Die Gutschriften in der EA- 2 und 3 zu rd. – 1 Tsd. PE entstehen in denselben Kategorien aufgrund vermiedener Deponieemissionen.

Zusammenfassung der Schadstoff- und Substanzauswirkungen Das Auswirkungspotenzial durch ausgewählte Schwermetalle und Schadstoffe wird nach EA mit unterschiedlicher Auswirkung in PE verursacht.

40 Die Müllverbrennung in sich ist heute unter den Dioxinemittenten in die Atmosphäre die mit Abstand mit < 0,5 g TE/a unbedeutendste Dioxinquelle. Zum Vergleich verursachen Metallgewinnung und -verarbeitung 40 g TE/a Emissionen an Dioxin in Deutschland, gefolgt von industriellen Verbrennungsanlagen und Hausbrandfeuerstätten mit <10 g TE/a. In den 90er Jahren ist die PCDD/F-Hintergrundbelastung für die Bevölkerung innerhalb Deutschland gesunken. Angesichts der deutlich rückläufigen PCDD/F-Emissionen ist heute von noch geringeren Belastungen mit sinkender Tendenz auszugehen (Schu / Seiler 2008).

Die Belastungswerte durch Tl, Co, HCl, HF, NO2, N2O und FCKW rangieren gegen 1 Tsd. PE (geringe Belastung) und, wie am Anfang dieses Abschnitts erwähnt, werden bei der Auswertung nicht berücksichtigt.

Der Summenwert von ausgewählten Schadstoffen und Substanzen zeigt an, dass die Umweltauswirkungen durch diese in EA- 0, 1 und 2 (> 900 Tsd. PE) fast identisch ausfallen. Der Summenwert in der EA- 3 ist 90mal niedriger, vor allem wegen wesentlich niedrigeren Werten bei Cd, Cd und Zn (wegen vermiedener Abfallmengen zur Deponierung). Aus dem Vergleich aller EA ergibt sich, dass in der EA- 3 Umweltentlastung vor allem bei Zn, Dioxinen, CH4 (wegen der Vermeidung von Deponierung) erzeugt werden. In der EA- 0 wird hingegen die größte Belastung durch Cd und Mn verursacht. Die Unterschiede zwischen EA- 0, 1 und 2 sind gering. Beim Vergleich von Auswirkungspotenzial durch Schwermetalle schneidet erheblich Cu von sonstigen Metallen um das Zehnfache in den EA -0, 1 und 2 ab. Um negative Wirkungen für die Menschen durch diese zu verringern, ist die Reduzierung von Mengen deponierter Abfälle (hier Haushaltsabfälle) durch entsprechende Maßnahmen zu fördern. Einige Beispiele sind: Förderung von Getrenntsammlung, Abfallvermeidung, Steigerung der Sortiereffizienz sowie finanzielle Anreize.

5.1.3.8. Verbrauch von fossilen Energieträgern im betrachteten ZV Dolina Der in der Abbildung 5.9 dargestellte Verbrauch von fossilen Energieträgern ist wie folgt zu interpretieren: Fossile Energieträger werden zur Elektrizitätserzeugung in Kraftwerken verwendet. Die Primärenergie (polnischer Strommix) wurde nach Angaben der polnischen Regulierungsbehörde für den Energiesektor (URE - Urząd Regulacji Energetyki) zu 59,6% aus Steinkohle, zu 35% aus Braunkohle, zu 2,4% aus Hydroenergie, zu 2% aus Erdgas, zu 0,5% aus erneuerbaren Energiequellen und zu 0,5% über Mitverbrennung von Abfällen gewonnen (Stand: 2005, vgl. Anhang 12-26). Diese Angaben wurden bei den Berechnungen in Easewaste zugrunde gelegt. Elektrische Energie (Elektrizität) wird in den Abfallbehandlungsanlagen (Entsorgungsgebiet) zur Aufrechthaltung von Entsorgungsprozessen eingesetzt. Außerdem wird bei der Abfallerfassung und bei allen Transporten der Kraftstoff (hier Dieselverbrauch) von Sammelfahrzeugen verbraucht. Der Energieverbrauch bei Entsorgungsprozessen wird hier als Verbrauch fossiler Energieträger (Rohstoffe) verstanden. Hierbei ist eine Abhängigkeit von der Zusammensetzung der Primärenergie (landesspezifisch) sowie von Mengen und Art des Kraftstoffverbrauchs bei Abfalltransporten gegeben. Aus der Auswertung der Abbildung 5.9 ergibt sich, dass bei drei Szenarien Energiegutschriften entstehen (entsprechend fast -5 Tsd. PE in der EA- 0, -3 Tsd. PE in der EA- 1 und -37 Tsd. PE in der EA- 3).

Abbildung 5.9: Verbrauch von fossilen Energieträgern nach EA aus Entsorgung von HH-Abfällen im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in Tsd. PE

In der EA- 0 sind die Gutschriften (verringerter Verbrauch von Erdgas und Steinkohle) durch den niedrigeren Elektrizitätsbedarf der Anlagen (Biogas-KW-Kompensation) bedingt. In der EA- 1 mit Getrenntsammlung wird mehr Treibstoff von Sammelfahrzeugen verbraucht. Dies lässt sich durch vermehrte Entsorgungstransporte erklären. Somit sind die Gutschriften geringer als bei der EA- 0. Die EA- 2 weist als einzige Alternative keine Gutschriften aus, sondern einen ausschließlich negativen Einfluss auf die Umwelt (3 Tsd. PE), trotz hoher Mengen von aussortierten und ersparten Wertstoffen. Der Energiebedarf und Energieverbrauch einer MBA im Vergleich zu einer Sortieranlage sowie höhere Inputmengen von Abfällen vergrößern maßgeblich den Energieverbrauch. Daraus resultiert entsprechend höherer Verbrauch an Braunkohle (und daraus resultierende Umweltauswirkungen). In der EA- 3 wird am meisten Energie bei der Verbrennung von Abfällen genutzt. Dadurch aber steigen die Umweltauswirkungen im Vergleich zu anderen Szenarien (> 13 Tsd. PE von Braunkohle und 1 Tsd. PE von Erdgas).

Gleichzeitig werden in diesem Szenario trotz erhöhtem Energieverbrauch Gutschriften (Ersparnisse) beim Verbrauch von Steinkohle (Hauptbestandteil der Primärenergie) mit -52 Tsd. PE ausgewiesen. Dies ist auf die Tatsache zurückzuführen, dass eine MVA ihren Energiebedarf zum Teil selbst decken kann.

5.1.4. Schlussfolgerungen aus der ÖBM Die Abbildung 5.10 stellt die aggregierten Ergebnisse der Ökobilanzmethode unter Berücksichtigung von Wirkungsabschätzungskategorien dar. Hieraus lässt sich ableiten, dass

• die EA- 0 und EA- 1 mit > 3000 Tsd. PE im Vergleich zur EA- 2 und EA- 3 (2521 und 995 Tsd. PE) deutlich höhere negative Umweltauswirkungen (v.a. durch toxische Umweltauswirkungen) aufweisen. Hier bestehen Optimierungspotenziale nur bei drastischer Reduzierung der deponierten Abfallmengen, weil Deponierung eindeutig als schlechteste Beseitigungsmethode in Bezug auf Umweltbelastungen zu betrachten ist,

• die EA- 2 mit einer MBA durchaus keine allzu großen Vorzüge gegenüber den EA- 0 und EA- 1 aufweist (Summenwert bei nicht-toxischen Umweltauswirkungen 5,1 Tsd. PE in der EA- 2 zu > 6 Tsd. PE in EA- 0 und EA- 1, bei toxischen entsprechend 34 Tsd PE zu < 30 Tsd. PE und bei zusätzlichen 2486 Tsd. PE zu > 3000 Tsd. PE).

• die EA- 3 mit thermischer Verwertung die umweltfreundlichste EA ist. Einschränkend seien jedoch noch einmal die höchsten toxischen Umweltauswirkungen unter allen EA betont, aber eben nur dann, wenn die Schlacken deponiert werden (vgl. Abbildungen 5.7.-5.8.). Eine Aufbereitung und Verwertung der Schlacken (z. B. im Straßenbau) empfiehlt sich daher nachhaltig.

EA- 0 EA- 1 EA- 2 EA- 3

nicht-toxische Umweltauswirkungen toxische Umweltauswirkungenzusätzliche Umweltauswirkungen

3421 Tsd. PE

3241 Tsd. PE

995 Tsd. PE

2521 Tsd. PE

Abbildung 5.10: Ergebnis der Ökobilanzmethode unter Berücksichtigung von Wirkungsabschätzungskategorien nach einzelnen EA aus Entsorgung von HH-Abfällen im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in Tsd. PE

5.1.5. Ergebnisse aus der NWA – technische Aspekte Die in diesem Abschnitt beschriebenen Ergebnisse der Fragebögen liefern einen Hinweis für polnische kommunale Entscheidungsträger, um vor der Planung neuer EA die Problemfelder im Bereich der Entsorgungstechnik genauer und flexibler zu überprüfen. Nach der Auswahl der entsprechenden technischen Kriterien (s. Kapitel 4.5.6. Aufstellung im Anhang 12-30) werden nachfolgend die mit der NWA berechneten Nutzwerte aus den Ergebnissen der Fragebögen beschrieben. Die Abbildung 5.11 zeigt die addierten Nutzwerte einzelner Bewertungskriterien pro EA auf. Danach ist die EA- 3 (MVA) mit dem Ergebnis von 345 Nutzwerten am besten bewertet, gefolgt von der EA- 2 (MBA) mit 341 und EA- 1 mit 299,5. Der EA- 0 – dem Referenzszenario - wird der Nutzwert 286,5 zugeordnet. In dieser Abbildung fällt auf, dass trotz der aus der Nutzwertsumme klar zu erkennenden Rangfolge EA- 3 > EA- 2 > EA- 1 > EA- 0 die Nutzwerte in Bezug auf einzelne Bewertungskriterien teilweise eine andere Rangfolge aufweisen.

T.1=129 T.1=108 T.1=90 T.1=78

T.2=100T.2=100T.2=40T.2=20

T.3=30T.3=30

T.3=40T.3=40

T.4=72T.4=56

T.4=48T.4=36

T.5=38T.5=38

T.5=36.5T.5=28.5

T.6=27T.6=27

T.6=27T.6=33

EA-0 EA-1 EA-2 EA-3

T.6 - Technische Flexibilität der Sammelsysteme T.5 - Technische Effizienz der Sammlung T.4 - Effizienz bei der Produkterzeugung aus EntsorgungsprozessenT.3 - Auslastung der Abfallbehandlungsanlagen und Sammelunternehmen T.2 - Kapazitäten der Abfallbehandlungsanlagen T.1 - Entsorgungssicherheit eines Entsorgungssystems

NW=286,5 NW=299,5

NW=341 NW=345

Abbildung 5.11: Nutzwerte der technischen Bewertungskriterien T.1 – T.6 in Bezug auf einzelne EA im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in Nutzwerten

Quelle: Eigene Darstellung aus erhaltenen Antworten auf Fragebögen

5.1.5.1. Entsorgungssicherheit – T.1 Zum Beispiel ist nach dem Kriterium T.1 „…Entsorgungssicherheit eines Entsorgungssystems…“ (unterster blauer Block) die Rangfolge der EA (EA- 0 > EA- 1 > EA- 2 > EA- 3) umgekehrt. Dies ist auf die Tatsache zurückzuführen, dass die gegenwärtige Betriebserfahrung bei Abfallbehandlungsanlagen (Deponien, Sortieranlagen) am höchsten zu bewerten ist. Interessant ist in diesem Zusammenhang, dass bei der Gewährleistung der Entsorgungssicherheit die Kriterien Betriebserfahrung und Störanfälligkeit nach kommunaler Einschätzung relativ höher in der Hierarchie rangieren als Modernisierungsgrad und Entwicklungspotenzial. Zum Ausdruck kommt das im Bewertungskriterium T.1, wo Betriebserfahrung und Störanfälligkeit mit je 40% gewichtet sind. Die Befragten erklärten, dass zwar die Deponierung nicht die modernste Abfallbeseitigungsmethode wäre (nach den polnischen Rahmenbedingungen werden zurzeit fast alle eingesammelten Fraktionen mit sehr hohem organischen Anteil über Deponierung beseitigt – vgl. dazu Kapitel 2.4. / Abfallmengen und Abbildung 2.5. / Abfallzusammensetzung) und das Entwicklungspotenzial einer Deponieanlage als gering zu beschreiben sei, wiesen jedoch nachdrücklich auf die Bedeutung der potenziellen Störanfälligkeit neuer Abfallbehandlungsanlagen hin (s. Abbildung 5.12).

T.1.1=12T.1.1=24

T.1.1=48T.1.1=60 T.1.2=36

T.1.2=36

T.1.2=48

T.1.2=60

T.1.3=15

T.1.3=9

T.1.3=6

T.1.4=15

T.1.4=3

EA-0 EA-1 EA-2 EA-3

T.1.4-Entwicklungspotenzial der AbfallbehandlungsanlagenT.1.3-Modernisierungsgrad der AbfallbehandlungsanlagenT.1.2-Störanfälligkeit der AbfallbehandlungsanlagenT.1.1-Betriebserfahrung der Abfallbehandlungsanlagen

NW=129

NW=108

Abbildung 5.12: Ergebnisse der Befragung – Bewertungskriterium T.1 „Entsorgungssicherheit eines Entsorgungssystems“ nach einzelnen Indikatoren im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in Nutzwerten

Quelle: Eigene Darstellung aus erhaltenen Antworten auf Fragebögen von den Kommunen im ZV Dolina

Diese Art der Argumentation benötigt hier eine kurze Erläuterung und Klarstellung.

Nach Angaben von MVA-Projektberater (Pajak 2009, mdl. Mitt.) für Bau- und Inbetriebnahme der MVA in Warschau im Zeitraum 1997-2001 bereitete einerseits diese Anlage (vor der grundlegenden Modernisierung) viele betriebstechnische Probleme. Die Gründe dafür lagen in der rückständigen Technologie, v.a. in den unvollständigen Abgasreinigungssystemen, Wartungsdefiziten sowie fehlendem Geld. Außerdem wurde die Anlage aus verschiedenen Komponenten von unterschiedlichen Lieferanten zusammengesetzt, die nicht im Einklang arbeiteten. Andererseits ist die Müllverbrennung sowie die moderne mechanisch-biologische Abfallbehandlung immer noch ein neues Feld. Unbekannte Verfahrens- und Geschäftsmodellauswahl (PPP, öffentlicher, privater Betreiber etc.), lange Planungs-, Genehmigungs-, Bauzeiten (voraussichtlich 4-6 Jahre), Unsicherheit der Abfallströme (polnische Gesetzgebung) und spätere Mannschaftsschulungen, Instandhaltung und fehlende Betriebserfahrung verunsichern die Kommunen bei der Meinungsformulierung hinsichtlich der Entsorgungssicherheit.

Die Praxis zeigt aber, dass die modernen europäischen Anlagen zur thermischen Verwertung sicher und umweltverträglich funktionieren und die ungeplanten Stilllegungen der Anlagen gegen null gehen41. Der Betrieb einer MBA (mit Intensiv-Verfahren in geschlossenen Systemen) kann durch voll automatisierte Technik eine höhere Störanfälligkeit und damit einen höheren Wartungs- und Reparaturaufwand verursachen (GTZ 2003). Bei entsprechender Vorsorge sind auch diese Probleme rechtzeitig lösbar.

Die Bedenken im angeführten polnischen Kontext sind unbedingt von Anfang an zu zerstreuen. Durch schnellere Genehmigungs- und Realisationszeiten können die Anlagen unverzüglich in Betrieb genommen werden. Darüber hinaus sind langfristiger Aufbau und Pflege von guten Geschäftskontakten zwischen Kommunen und Investoren zu empfehlen.

5.1.5.2. Kapazitäten der Abfallbehandlungsanlagen - T.2 Der Vergleich der Nutzwerte des Bewertungskriteriums T.2 „…Kapazitäten der Abfallbehandlungsanlagen…“ ergibt, dass die gegenwärtige Situation (EA-0; T.2.1 und T.2.2 je 10 NW) eindeutig durch unzureichende Entsorgungskapazitäten gekennzeichnet ist. Dies zeigt sich daran, dass es außer der vorhandenen Deponie keine Beseitigungsanlage im Zweckverband gibt. Selbstverständlich würden mit der Inbetriebnahme der geplanten Abfallbehandlungsanlagen (MBA bzw. MVA) auch die Systemkapazitäten erheblich zunehmen (z. B. T.2.1 bei EA- 2 und -3 rd. 50). Das erwartete ansteigende Abfallaufkommen und die zunehmende Bevölkerung würden dann das Funktionieren des Entsorgungssystems nicht gefährden (s. Abbildung 5.13).

41 Nach Dierkes / Bruch (2008a) kommt es rd. alle 1,5 Jahre zu einem MVAR-Blockstillstand (1 Woche; 168 h/a), bei dem aber 4 Kessel in Betrieb bleiben. Alle 3-4 Jahre ist ein Gesamt- oder Werkstillstand von rd. 12 Tagen nötig; d.h. die Dauer des Anlagenbetriebs beträgt statt 8760 h/a - 8592 h/a (weniger um 168 h/a).

T.2.1=10T.2.1=20

T.2.1=50 T.2.1=50

T.2.2=10

T.2.2=20

T.2.2=50 T.2.2=50

EA-0 EA-1 EA-2 EA-3

T.2.2-Kapazität der Abfallbehandlungsanlagen / Einwohner

T.2.1-Kapazität der Abfallbehandlungsanlagen / anfallende Abfallmengen

NW=100 NW=100

Abbildung 5.13: Ergebnisse der Befragung – Bewertungskriterium T.2 „Kapazität der Abfallbehandlungsanlagen“ nach einzelnen Indikatoren im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in Nutzwerten

Quelle: Eigene Darstellung aus erhaltenen Antworten auf Fragebögen von den Abfallbehandlungsanlagen im ZV Dolina

5.1.5.3. Auslastung der Abfallbehandlungsanlagen und Sammelunternehmen - T.3 Die Abbildung 5.14 zeigt die Nutzwerte des Bewertungskriteriums T.3 „…Auslastung der Abfallbehandlungsanlagen und Sammelunternehmen…“ nach einzelnen Indikatoren auf. In diesem Kriterium sind die Indikatoren „…Zeitauslastung…“ für die bereitgestellten Mittel (Abfallbehandlungsanlagen) und „…Zeitverfügbarkeit…“ für die Einsammler zu interpretieren. Demnach sind die EA- 0 und EA- 1 mit zusammen 40 Nutzwerten etwas besser als die EA- 2 und die EA- 3 mit insgesamt 30 Nutzwerten zu bewerten.

In den EA- 0 und 1 wird die Zeitauslastung und Zeitverfügbarkeit bei der Sammlung und Abfallbehandlung von den Entsorgungsakteuren innerhalb der Entsorgungsprozesse optimiert. In den EA- 2 und 3 entwickeln sich die zeitliche Auslastung (der neu in Betrieb genommenen Anlagen) und Verfügbarkeit (Anpassung der Abfalllogistik) - nach der Einschätzung der Entsorgungsakteure – langsamer als im Vergleich zur EA- 0 und EA- 1. Eine besonders wichtige Ursache / Störfaktor stellt in diesem Zusammenhang der Standort für die geplante MVA in Gdańsk (rd. 25 km vom ZV Dolina entfernt) dar. Dies wird einen nicht zu unterschätzbaren Einfluss auf die Planung der gesamten Entsorgungslogistik (z. B. Transporte etc.) haben und

demzufolge eine Reihe von Optimierungsmaßnahmen in diesem Bereich erfordern (es wurde schon bei der Auswertung der Kosten angeführt, dass die Optimierung der Transporte und Logistik eine der wichtigsten Stellschrauben des Entsorgungssystems darstellt).

Vielfach sind jedoch die vorgetragenen Argumente kritisch zu betrachten. (Schutzargumente der Befragten). Der fehlende politische Mut und Durchsetzungswille (im Hinblick auf unpopuläre Entscheidungen - befürchtete Wahlverluste) dürfen keinesfalls eine Begründung für das Nicht-Errichten und die Nicht-Inbetriebnahme moderner High-Tech-Anlagen sein. Auch das Argument, fehlender verfügbarer finanzieller Mittel zählt nur bedingt, da entsprechende EU-Förderungen in geeigneter Form abrufbar sind. D.h. also, dass „schwierige Verfügbarkeit und Auslastung“ als Hinderungsgründe für Anlagen nicht zu akzeptieren sind.

T.3.1=15T.3.1=15T.3.1=20T.3.1=20

T.3.2=15T.3.2=15

T.3.2=20T.3.2=20

EA-0 EA-1 EA-2 EA-3

T.3.1-Zeitauslastung T.3.1-Zeitverfügbarkeit

NW=40 NW=40

NW=30 NW=30

Abbildung 5.14: Ergebnisse der Befragung - Bewertungskriterium T.3 „Auslastung der Abfallbehandlungsanlagen und Entsorgungsunternehmen“ nach einzelnen Indikatoren im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in Nutzwerten

Quelle: Eigene Darstellung aus erhaltenen Antworten auf Fragebögen von den Abfallbehandlungsanlagen und Sammlern im ZV Dolina

5.1.5.4. Produkterzeugungseffizienz – T.4 In der Abbildung 5.15 wird der Vergleich der Nutzwerte des Bewertungskriteriums T4 „…Effizienz bei der Produkterzeugung aus Entsorgungsprozessen…“ nach einzelnen Indikatoren aufgezeigt. In diesem Kriterium ist die Rangfolge der Entsorgungsalternativen nach erzielten Nutzwerten: EA-3 > EA-2 > EA-1 > EA-0.

T.4.1=8 T.4.1=4 T.4.1=8T.4.1=20T.4.2=8

T.4.2=4T.4.2=8

T.4.2=20

T.4.3=12T.4.3=4

T.4.3=16

T.4.3=12

T.4.4=12 T.4.4=8

T.4.4=4

T.4.5=4T.4.5=20

T.4.5=20

T.4.5=16

EA-0 EA-1 EA-2 EA-3

T.4.5-Wertstofffraktionen / Mg AbfallT.4.4-Gasfassung aus Deponierung / Mg AbfallT.4.3-Kompost- und Produktmengen / entsorgte BioabfallmengenT.4.2-Wärmeerzeugung / Mg AbfallT.4.1-Energieerzeugung / Mg Abfall

Abbildung 5.15: Ergebnisse der Befragung – Bewertungskriterium T.4 „Effizienz bei der Produkterzeugung aus Entsorgungsprozessen“ nach einzelnen Indikatoren im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in Nutzwerten

Quelle: Eigene Darstellung aus erhaltenen Antworten auf Fragebögen von den Abfallbehandlungsanlagen im ZV Dolina

Energieerzeugung Gemäß den Antworten aus den Fragebögen ist die Energieerzeugung in der EA- 0 (T.4.1. = 8) besser als in der EA- 1 (T.4.1. = 4) zu bewerten. Dies ist auf die Tatsache zurückzuführen, dass bei der Aussortierung der Wertstoffe letztlich der Deponie weniger biologisch abbaubare Abfälle zugeführt werden (d.h. Absenkung des Methanpotenzials). Die Einführung einer Anlage zur thermischen Verwertung von Abfällen (EA- 3 / T.4.1. = 20) würde die Energieerzeugung darüber hinaus noch deutlich verbessern. Wärmeerzeugung Im Indikator T.4.2 „…Wärmeerzeugung / pro 1 Mg Abfall…“ werden erheblich höhere Nutzwerte in der EA- 3 (T.4.2. = 20) als in anderen Alternativen (T.4.2. zw. 4 und 8) erzielt. Durch die energetische Verwertung der Abfälle kann die Wärmeerzeugung erhöht werden.

Bioabfallmengen Beim Indikator T.4.3 – „…Kompost- und Produktmengen / entsorgte Bioabfallmengen…“ ist erkennbar, dass die heutige Situation (EA- 0 / T.4.3. rd. 4) im Vergleich zu anderen EA (T.4.3. zw. 12-16) als schlecht zu bezeichnen ist. Der Grund hierfür ist, dass keine Bioabfallbehandlung in der EA- 0 stattfindet, was in anderen EA der Fall ist (insbesondere EA- 2). Gasfassung und Wertstofffraktionen Die Gasfassung aus Deponierung im Ausgangsszenario (EA- 0 / T.4.4. = 12) ist zwangsläufig am größten. Die gewonnenen Wertstofffraktionen weisen bei der EA- 1 (T.4.5 = 20) und EA- 2 (T.4.5 = 20) die besten Werte auf.

5.1.5.5. Technische Effizienz – T.5 Die Abbildung 5.16 stellt T5 „…Technische Effizienz der Sammlung…“ nach einzelnen Indikatoren dar. Die erzielte Rangfolge der EA (EA- 3 > EA- 2 > EA- 1 > EA- 0) platziert geplante EA über dem Referenzszenario. Die Ergebnisse der Bewertung zeigen, dass in allen geplanten Szenarien (d.h. EA- 1, -2, -3) „…Schnelligkeit der Entleerung der Abfallbehälter…“, „…Schnelligkeit des Transports von Abfällen…“, „…Nutzlast pro Sammeleinheit…“, „…Füllgrad der Abfallbehälter…“ als auch „…Fehleinwürfe…“ gleich ausfallen.

Dies lässt sich darauf zurückzuführen, dass sich bestimmte technische Größen wie Schnelligkeit und Nutzlast der Transporteinheiten nicht an das jeweilige EA anpassen bzw. auch nicht modifizieren lassen.

Die Nutzwerte im Hinblick auf „…Anzahl und Füllgrad der Abfallbehälter…“ sowie „…Fehleinwürfe…“ weisen bei EA- 1, -2, -3 untereinander keine Differenz auf (T.5.5. = 10 und T.5.7. und T.5.8 = 8), liegen aber über dem EA- 0 (T.5.5. und 5.7. = 6; T.4.8 = 4).

Dies deutet darauf hin, dass seitens der Kommune kaum Änderungen innerhalb des Entsorgungssystems / neue EA, wie z. B. Erhöhung der Reinheit der Wertstofffraktionen aus getrennter Sammlung, erwartet werden.

T.5.1=2 T.5.1=1.5 T.5.1=1.5 T.5.1=1.5

T.5.2=6T.5.2=4.5 T.5.2=4.5 T.5.2=4.5

T.5.3=1.5T.5.3=1 T.5.3=1.5 T.5.3=1.5

T.5.4=2

T.5.4=1.5 T.5.4=1.5 T.5.4=1.5

T.5.5=6T.5.5=10 T.5.5=10 T.5.5=10

T.5.6=1 T.5.6=2 T.5.6=3 T.5.6=3T.5.7=6

T.5.7=8T.5.7=8 T.5.7=8T.5.8=4

T.5.8=8T.5.8=8 T.5.8=8

EA-0 EA-1 EA-2 EA-3

T.5.1-Schnelligkeit Entleerung der Abfallbehälter T.5.2-Nutzlast pro SammeleinheitT.5.3-Schnelligkeit Sammlung von Abfällen T.5.4-Schnelligkeit Transport von AbfällenT.5.5-Anzahl der Abfallbehälter T.5.6-Größe der AbfallbehälterT.5.7-Füllgrad der Abfallbehälter T.5.8-Fehleinwürfe

NW=28,5

NW=36,5NW=38 NW=38

Abbildung 5.16: Ergebnisse der Befragung – Bewertungskriterium T.5 „Technische Effizienz der Sammlung“ nach einzelnen Indikatoren im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in Nutzwerten

Quelle: Eigene Darstellung aus erhaltenen Antworten auf Fragebögen von den Sammlern im ZV Dolina Hier bestehen z. B. eindeutig Optimierungspotenziale bezüglich einer verbesserten Sortenreinheit, indem die derzeitige unzureichende Behälterzahl pro Haushalt angehoben wird (in Abhängigkeit der zu erfassenden Fraktionen). Dazu müssen zukünftig verstärkt Aufklärungskampagnen für die Bevölkerung durchgeführt werden, wobei die Vorzüge der Abfallsortierung in Haushalten, in den Mittelpunkt gestellt werden sollte. Das Ausgangszenario (EA- 9 / T.5.2 = 6 und T.5.4 = 2) erreicht bessere Nutzwerte nur beim Indikator T.5.2. „…Nutzlast pro Sammeleinheit…“ und T.5.4 „…Schnelligkeit Transport von Abfällen…“ (die Nutzwerte der anderen EA liegen dafür generell bei T.5.2 = 4,5 und T.5.4 = 1,5).

Dieser Sachverhalt ist auf die Tatsache zurückzuführen, dass die heutige Nutzlast der Sammelfahrzeuge und Transportschnelligkeit (s. Befragung) als optimal bezeichnet wird und eine Verbesserung kaum erzielbar sei. Es wird im Gegenteil befürchtet, dass die Planung neuer Entsorgungsrouten und Umstellung des Einsammelschemas bei Inbetriebnahme neuer Entsorgungseinrichtungen bzw. Aufnahme neuer Fraktionen negative Wirkungen auf Nutzlast und Schnelligkeit zeigen werden. Diese Argumentation wird von polnischen Sammlern genutzt, um ihren kostenbezogenen und organisatorischen Entsorgungsaufwand besonders

bei der Sammlung von „…aufwändigen…“ Fraktionen (z. B. Papier wegen hohes Volumen/Gewichtsfaktors) hervorzuheben.

Fakt ist, dass bei größeren Distanzen zu einer Behandlungsanlage es sinnvoll sein kann, eine Umschlagstation (als eine Zwischenstation zum Wechsel des Transportmittels, -behälters oder des Verkehrsträgers, ggf. mit einer Vorsortierungslinie) einzuplanen. Das Ziel ist hierbei, durch größere Transporteinheiten den Transportaufwand zu minimieren und bestimmte Abfallmengen bereits einer Verwertung zuzuführen (Jansen et al. 1998). Die Erfahrung zeigt jedoch, dass sich die Getrenntsammlung von Abfallfraktionen lohnen kann. Die Gründe dafür sind:

• Senkung der Höchstentsorgungsgebühren für die Bürger42 (auch durch eine erhebliche Reduzierung der gemischten Haushaltsabfallmengen)

• Einsparung von Deponieraum und • Gewinnung von Wertstoffen43 (Jünemann 1991a, Dierkes / Bruch

2008a)

5.1.5.6. Technische Flexibilität der Sammelsysteme – T.6 Bemerkenswert fallen die in der Abbildung 5.17 dargestellten Nutzwerte des Bewertungskriteriums T6 „…Technische Flexibilität der Sammelsysteme…“. Trotz Einführung der Sammlung verschiedener Abfallfraktionen in der EA- 1 werden Sammlung, Umschlag und Transport der Abfälle und Wertstoffe gleichrangig bewertet. Dies hängt wahrscheinlich damit zusammen, dass die Sammelunternehmen keine Fuhrparkinvestitionen a priori im Zusammenhang mit der Errichtung neuer Abfallbehandlungsanlagen im Entsorgungsgebiet planen. Ob dies tatsächlich eintreten wird, kann nur durch die Praxis beantwortet werden.

42 Nach Dierkes / Bruch (2008a) lagen die Tarife der Bio-Behälter ab 01.04.99 bewusst unter den Tarifen der Behälter für Haushaltsabfälle (am Beispiel Berlin), um die BIO-Entsorgung in Schwung zu bringen und einen Anreiz zu geben, (vorübergehend) mit dem Ziel einer flächendeckenden Erfassung. Die Spanne lag zwischen 44% (240 L Bio-BH zu 240 L RM-BH) und 66% (60 L Bio-BH zu 60 L RM-BH). 43 Getrennt gesammelte Haushaltsabfälle (darunter Papier, Glas, Holz, Ku, Me, Textilien, Bio- / Grünabfälle + Elektrogeräte) machten rd. 54,5 % des gesamten Abfalls in der BRD 2005 aus. Die Verwertungsquote stieg auf 58 % (Dierkes / Bruch 2008a).

T.6.1=12T.6.1=12T.6.1=12T.6.1=12

T.6.2=12T.6.2=12T.6.2=12T.6.2=12

T.6.3=2T.6.3=2T.6.3=2T.6.3=6

T.6.4=1T.6.4=1T.6.4=1

T.6.4=3

EA-0 EA-1 EA-2 EA-3

T.6.4-Hub- und Kippvorrichtung für verschiedene BehälterT.6.3-LogistikplanungsaufwandT.6.2-Umschlag- und Transport verschiedener Abfall- und WertstoffeT.6.1-Sammlung verschiedener Abfall- und Wertstoffe

NW=33NW=27 NW=27 NW=27

Abbildung 5.17: Ergebnisse der Befragung – Bewertungskriterium T.6 „Technische Flexibilität der Sammelsysteme“ nach einzelnen Indikatoren im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in Nutzwerten

Quelle: Eigene Darstellung aus erhaltenen Antworten auf Fragebögen von den Sammlern im ZV Dolina

5.1.6. Schlussfolgerungen aus technischen Aspekten Die dargestellten Nutzwerte aus der Analyse der technischen Kriterien lassen folgende Erkenntnisse zu:

• Trotz vorhandener Vorzüge von EA- 0 und EA- 1 bei der „…Entsorgungssicherheit des Entsorgungssystems…“ und „…Auslastung der Abfallbehandlungsanlagen und Sammelunternehmen…“ sowie dem geringen Unterschied zwischen EA- 2 und EA- 3 beim Gesamtnutzwert (341 zu 345) bleibt die Option mit einer thermischen Verwertung der Abfälle die nachweislich beste EA.

• Obwohl EA- 3 am besten ausfällt, dürfen doch die einzelnen Indikatoren (mit höheren Nutzwerten) in EA- 0 und EA- 1 nicht außer Acht gelassen werden. Nach dem Vergleich der „…Störanfälligkeit…“ und „…Betriebserfahrung in/mit Abfallbehandlungsanlagen…“ (s. dortige Nutzwerte) rangieren die EA- 0 etc. (alte, bekannte Lösungen) vor den sog. modernen Lösungen. Dieser Umstand lässt sich mehrheitlich durch fehlende Erfahrungen der Kommunen auf dem Gebiet neuer Technologien zur Abfallverwertung / -behandlung erklären. Das fand auch seine Bestätigung, als sich die für die Abfallwirtschaft zuständigen

kommunalen Vertreter nur mit großer Zurückhaltung z. B. für die Errichtung einer MBA bzw. MVA äußerten.

• Es besteht ein eindeutiger Zwang (Optimierungspotenzial) zur Aufklärung und Schulung kommunaler Vertreter in Bezug auf generelle und spezielle Beseitigungs- / Verwertungsverfahren.

• Für die kommunalen Verantwortlichen empfiehlt es sich, eine fundierte technische Vorplanung aller Entsorgungsvorhaben, die Standardisierung, Auswahl der Lieferanten, qualifizierte Beratung, Ingenieurbüros und Gutachter etc. auszuführen. Nur auf diesem Wege lassen sich die zu erwartenden Konflikte zwischen den Entsorgungsakteuren vermeiden und technikoptimierte Lösungen initiieren.

5.1.7. Ergebnisse aus der NWA – soziale Aspekte In diesem Abschnitt werden Ergebnisse der NWA in Bezug auf die sozialen Kriterien dargestellt. Die Abbildung 5.18 zeigt zusammenfassend die addierten Nutzwerte einzelner Bewertungskriterien für jede EA auf.

S.1=52.5S.1=58.5S.1=61.5S.1=73.5

S.2=78S.2=78S.2=42S.2=30

S.3=40S.3=30

S.3=20S.3=20

S.4=30S.4=38

S.4=38S.4=32

S.5=33S.5=33

S.5=33S.5=36,3

EA-0 EA-1 EA-2 EA-3

S.5 - Leistungsqualität der Sammelunternehmen S.4 - Leistungsqualität der Abfallbehörde S.3 - Sicherung der Arbeitsplätze im Entsorgungssystem S.2 - Bürgerengagement und -einstellungS.1 - Akzeptanz der Einwohner

NW=191,8 NW=194,5

NW=237,5 NW=233,5

Abbildung 5.18: Ergebnisse der sozialen Bewertungskriterien S.1 – S-5 in Bezug auf einzelne EA im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in Nutzwerten

Quelle: Eigene Darstellung aus erhaltenen Antworten auf Fragebögen

Der Vergleich der EA zueinander ergibt folgende Rangfolge der EA (s. Abbildung 5.18):

EA- 2 (NW = 237,5) vor EA- 3 (NW = 233,5) vor EA- 1 (NW = 194,5) vor EA- 0 (NW = 191,8). Die abweichenden Nutzwerte innerhalb der einzelnen Bewertungskriterien werden in diesem Abschnitt detailliert erläutert.

5.1.7.1. Einwohnerakzeptanz – S.1 Im Bewertungskriterium S.1 „…Einwohnerakzeptanz…" hat die EA- 0 (NW = 73,5) den höchsten Nutzwert, gefolgt von der EA- 1 (NW = 61,5), EA- 2 (NW = 58,5) und EA- 3 (NW = 52,5) (s. Abbildung 5.19). Die höhere Akzeptanz der existierenden Abfallbehandlungsanlagen (Deponieanlage und Sortieranlage / S.1.1 = je 36) im Vergleich zu geplanten Abfallbehandlungsanlagen (S.1.1. = 188-MBA und 9-MVA) ist auf die Tatsache zurückzuführen, dass eine MVA/MBA den Widerstand der Bevölkerung gegenüber Unbekanntem hervorruft. Hier lassen sich Optimierungspotenziale zur Erhöhung der bürgerlichen Akzeptanz vor dem Einsatz bzw. parallel zur Entscheidung für neue Abfallbehandlungsanlagen erkennen. Nach Versteyl (2007a, b) kann eine fehlende Akzeptanz zu einem Umweltgenehmigungshindernis mit allen negativen Konsequenzen für kommunale Abfallwirtschaft werden:

Die mit einer MVA assoziierten Belastungseffekte haben für die unmittelbaren Anwohner größeres Gewicht als z. B. eine Deponie. Die Gründe liegen zumeist im stark emotionalen Bereich und sind nur schwer rein rational zu entkräften, umsomehr als gerade Deponien mit ihrem innewohnenden Gefährdungspotenzial (z. B. Grundwasser d. Sickerwasser; Luft d. Emissionen, Methan etc.; Boden d. SM etc.) wesentlich schwieriger zu handhaben sind als moderne MVA, die mit ihrer z.T. redundanten und diversitären Reinigungskette ein Höchstmaß an Umweltsicherheit bieten. Man sollte jedoch auf die mit der MVA (immer noch) verbundene Wahrnehmung eines Dioxin-Emittenten (Forderung nach Nullemission) eingehen und durch verstärkte Sachaufklärung ein positives Bild erwirken (Schu / Seiler 2008). Bei einer MBA sind in erster Linie die erheblichen Geruchsbelästigungen zu sehen, trotz aufwändiger Systeme zur Abluftreinigung. Diese resultieren vornehmlich aus den Kompostierungsaktivitäten, Ablagerungs- und Umsetzungsvorgängen von Material auf Deponieflächen. Diese Belastungen können sogar so weit gehen, dass Anlagenstilllegungen von protestierenden Anwohnern eingefordert werden und auch wurden (Eikmann / Eikmann 2007).

Es darf aber nicht außer Acht gelassen werden, dass - trotz des Vorgesagten - bei der Bewertung / Gewichtung der „…Entsorgungswichtigkeit…“ die EA-2 und EA-3 (S.1.4 = je 9) zu 100% besser abschneiden als die EA- 0 und EA- 1 (mit S.1.4 = je 4,5). Die Einwohner / Anwohner bewerten demnach die Entsorgung über diese Anlagentypen grundsätzlich - trotz der angenommenen Belastungen und der deshalb damit verbundenen niedrigeren Akzeptanz - als besonders wichtig.

S.1.1=9S.1.1=18

S.1.1=36S.1.1=36S.1.2=9

S.1.2=9

S.1.2=9S.1.2=18

S.1.3=22.5S.1.3=13.5

S.1.3=9

S.1.3=9 S.1.4=4.5

S.1.4=4.5

S.1.4=9S.1.4=9

S.1.5=3S.1.5=9

S.1.5=3S.1.5=6

EA-0 EA-1 EA-2 EA-3

S.1.5-Nutzerfreundlichkeit der Abfallentsorgung im EntsorgungssystemS.1.4-Betrachtung der Wichtigkeit der EntsorgungS.1.3-Betrachtung der Wichtigkeit der Störfaktoren S.1.2-Akzeptanz der Aussortierung von Wertstoffen in HaushaltenS.1.1-Akzeptanz der existierenden (geplanten) Abfallbehandlungsanlagen

NW=73,5NW=61,5

NW=58,5 NW=52,5

Abbildung 5.19: Ergebnisse der Befragung der Einwohner - Bewertungskriterium S.1 "Einwohnerakzeptanz " nach einzelnen Indikatoren im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in Nutzwerten

Quelle: Eigene Darstellung aus erhaltenen Antworten in Bezug auf die kommunale Untersuchung: „…Verhalten und Einstellung der Einwohner gegenüber der Entsorgung von Haushaltsabfällen…“

5.1.7.2. Bürgereinstellung / Engagement – S.2 Das in der Abbildung 5.20 dargestellte Kriterium S.2 „…Bürgerengagement und -einstellung…“ zeigt deutlich, dass sich die Einwohner in den EA mit einer MBA (EA- 2) oder MVA (EA- 3) wesentlich stärker engagieren würden (S.2.1 = 6) als in den Szenarien EA- 0 und EA- 1. Interessanterweise besteht bezüglich des bürgerlichen Engagements bei den EA mit MBA bzw. mit MVA kein Unterschied (S.2.1 = je 6). Es zeichnet sich auch ab, dass die Einwohner zu einer verstärkten Eigenkompostierung (der Biofraktion aus Haushaltsabfällen; in EA- 2 und EA- 3 werden Werte von S.2.6 = je 18 erreicht) und zu einer aktiveren Teilnahme an der Vorsortierung von Wertstoffen (in EA- 2 und EA- 3 werden Werte um S.2.2. = je 12 erreicht) bereit wären.

S.2.1=6S.2.1=6S.2.1=3S.2.1=3

S.2.2=12S.2.2=12S.2.2=6S.2.2=6

S.2.3=6S.2.3=6

S.2.3=3S.2.3=3

S.2.4=18S.2.4=18

S.2.4=12S.2.4=6

S.2.5=18S.2.5=18

S.2.5=6S.2.5=6

S.2.6=18S.2.6=18

S.2.6=12

S.2.6=6

EA-0 EA-1 EA-2 EA-3

S.2.6-Anschluss der Einwohner an EigenkompostierungS.2.5-Müllverbrennung der Abfälle in HaushaltenS.2.4-illegale Ablagerungen der Abfälle im Entsorgungssystem S.2.3-Kenntnis der Abfallbeseitigungsmethoden von EinwohnernS.2.2-aktive Teilnahme der Einwohner an Vorsortierung von WertstoffenS.2.1-aktive Teilnahme der Einwohner an Aufklärungsveranstaltungen

NW=78 NW=52,5

Abbildung 5.20: Ergebnisse der Befragung der Einwohner - Bewertungskriterium S.2 "Bürgerengagement und -einstellung" nach einzelnen Indikatoren im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in Nutzwerten

Die Eigenkompostierung ist nun keine Lösung für alle Bürger, weil diese hauptsächlich für Grünschnitt und Gartenabfälle geeignet ist. Außerdem braucht man Platz und Gerätschaften. Somit ist diese eher für ländliche Gebiete zu empfehlen. Es ist ratsamer in städtischen Gebieten die Sortierquoten zu fördern. Hier sind finanzielle Anreize (vgl. dazu angeführtes Berliner Beispiel mit Bio-Entsorgungstarifen) ein probates Mittel, aber ebenso ergänzende Maßnahmen wie z. B. Ressourceneinsparungen durch LVP-Getrenntsammlung, Schadstoffreduzierung durch Batterien- und Medikamenten-Sondersammlungen etc. Die Kommunen gehen davon aus, dass das allgemeine Umweltbewusstsein der Einwohner zukünftig (Vergleich zur derzeitigen EA- 0) ansteigen wird, und zwar:

• durch aktive Teilnahme der Einwohner an Aufklärungsaktivitäten über die Entsorgungsproblematik (Verbesserung der Sachkenntnis)

• durch gezielte Aufklärung in Kindergärten, Grundschulen, Bildungsstätten sowie in den Medien im Vorfeld

• durch das Einstellen informeller Entsorgungspraktiken wie z. B. Eigenmüllverbrennung, unrechtmäßige Deponierungen (s. Haushalte ohne Entsorgungsvertrag) etc. Dieses kann durch ein System

von konsequent durchgeführten Kontroll- und Strafmaßnahmen erreicht werden.

Diese Erwartungen können aber im Rahmen der polnischen Rahmenbedingungen nur sehr schwer erfüllt werden, weil:

• eine Überlassungspflicht gegenüber polnischen Kommunen / kommunalen Sammlern (s. das bundesdeutsche KrW-/AbfG) im polnischen Kommunalgesetz nicht niederlegt ist 44 und weil

• demzufolge eine polnische Kommune kein Abfalleigentum und in der Folge auch keine durchführbare Verantwortung in Bezug auf die Abfallströme besitzt.

In diesem Zusammenhang wird auch klar, dass alle vorgeschlagenen und genannten Maßnahmen solange zu keiner Verbesserung der Entsorgungssituation führen, bis die gesetzliche Lage der Kommune geändert ist. Das bedeutet insbesondere:

• Einführung der Überlassungspflicht gegenüber kommunalen Entsorgungsträgern und Übertragung des tatsächlichen Abfalleigentums auf eine Kommune bzw. Zweckverband.

• Abschaffung der freien Auswahl eines Sammlers zugunsten eines von der Gemeinde benannten Drittbeauftragten (ähnlich wie es schon in Deutschland seit Jahrzehnten mit großem Erfolg praktiziert wird).

Aufgrund der heutigen Situation ist eher davon auszugehen, dass eine Verschleppung der mit dem EU-Beitritt Polens einhergehenden, notwendigen Reformen für die kommunale Abfallwirtschaft stattfinden wird. Das kann und wird zu einer Gefährdung der von der EU bereitzustellenden Fördermittel, und ebenso zu einer Nicht-Erfüllung der gesetzlichen Anforderungen führen. Dieses Risiko scheint von der polnischen Regierung in Warschau nicht ernst genommen zu 44 Bei mehreren Entsorgungsdienstleistern vor Ort ist es in Polen den Abfallerzeugern (Haushalten) freigestellt, ob sie ihre Abfälle einem kommunalen oder privaten Sammelunternehmen überlassen (vgl. Kapitel 2.2). Von der Überlassungspflicht ausgenommen sind jedoch Abfälle, die nach dem polnischen Abfallrecht nicht dem im Abfallgesetz normierten Siedlungsabfallbegriff unterliegen, wie beispielsweise biologisch abbaubare Abfälle oder Bauabfälle, deren Eigenverwertung sichergestellt ist.

werden (Maksymowicz 2009). Ein Beweis dafür sind die seit 2005 misslungenen Kommunalgesetzänderungsversuche.

Die Gründe für die Nicht-Umsetzung notwendiger Änderungen sind ein starker Lobbyismus der Abfallsammler und fehlender politischer Mut. Die Entsorgungsbranche beschäftigt doch mehrere Tausend (potenzielle) Wähler, deren Existenz nach der Rahmenbedingungsveränderung bedroht wäre. Darüber hinaus wird erhofft, dass, aufgrund der gegenwärtigen Wirtschaftskrise, die von der EU auferlegten mutmaßlichen Geldbußen zeitlich verlegt bzw. vermindert werden. Als Konsequenz muss aber Polen mit hohen Sanktionen rechnen, deren Ausmaß noch nicht bekannt ist. Außer Geldbußen kann die zweite Finanzierungsphase im Zeitraum 2013-2020 (EU-Zuschüsse für Investitionen) von der Europäischen Kommission unter Frage der Sinnhaftigkeit gestellt werden.

5.1.7.3. Arbeitsplatzsicherung – S.3 In der Abbildung 5.21 werden die Nutzwerte aus dem Bewertungskriterium S.3 "…Sicherung der Arbeitsplätze im Entsorgungssystem…" nach einzelnen Indikatoren aufgezeigt.

Es zeigt sich hier die Tatsache, dass sowohl in der EA- 2 und EA- 3 die „…Sicherung der Arbeitsplätze…“ (im Vergleich zu EA- 0 und -1) im und außerhalb des Betriebes ansteigt. Darauf wurde schon beim Kriterium Beschäftigungseffekte (vgl. Kapitel 4.4.2.4. und Tabelle 4.15) hingewiesen.

Bei in Betrieb genommenen, neuen Entsorgungsanlagen sind die Kriterien „…Sicherung der Arbeitsplätze…“ (Indikator S.3.1) und „…Sicherheit der Mitarbeiter…“ (Indikator S.3.2) nach den Aussagen von öffentlich betriebenen Abfallbehandlungsanlagen im ZV Dolina (im Gegenteil zur Bürgereinstellung zur MVA) als gut zu bewerten.

Dieses zeigt auf, dass die Anlagenbetreiber und Bürger z.T. widersprüchliche MVA-Einstellungen haben. Es kann daran liegen, dass die Risiko- und Nutzenbetrachtung für die Bürger anders als für die Kommunalpolitiker verläuft. Es bestätigt sich an dieser Stelle das Aufklärungsbedürfnis für lokale Gesellschaft zwecks der Akzeptanzerhöhung.

Die heutige Lage im betrachteten Entsorgungsgebiet wirkt sich auf die Arbeitsplätze negativ aus, da kein neues Personal eingestellt wird. Die Kommunen gehen davon aus, dass der Personalbedarf vollkommen gedeckt wird und zusätzlich aufgrund der Haushaltslage keine neuen Arbeitsplätze vorgesehen sind. In diesem Zusammenhang wird die Unsicherheit / Fragwürdigkeit kommunaler Aussagen und Beurteilungen evident. Da zum heutigen Zeitpunkt (Durchführung von Fragebögen) seitens der Kommunen keine verlässlichen Bedarfszahlen (zukünftige Mitarbeiter) genannt werden (wollen), ist für die infrage kommenden

Alternativen eine Abschätzung nur über ausländische, vergleichbare Anlagen möglich.

S.3.1=15S.3.1=15S.3.1=10S.3.1=10

S.3.2=25

S.3.2=15

S.3.2=10S.3.2=10

EA-0 EA-1 EA-2 EA-3

S.3.2-Sicherheit der MitarbeiterS.3.1-Sicherung der Arbeitsplätze

NW=20 NW=20

Abbildung 5.21: Ergebnisse der Befragung der Kommune - Bewertungskriterium S.3 "Sicherung der Arbeitsplätze im Entsorgungssystem" nach einzelnen Indikatoren im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in Nutzwerten Quelle: Eigene Darstellung aus erhaltenen Antworten auf Fragebögen von Abfallbehandlungsanlagen und Kommunen im ZV Dolina

5.1.7.4. Leistungsqualität / Abfallbehörde – S.4 Die Abbildung 5.22 zeigt die Nutzwerte aus dem Bewertungskriterium S4 „…Leistungsqualität der Abfallbehörde…" nach einzelnen Indikatoren auf.

• Es lässt sich erkennen, dass die Anzahl der Aufklärungsaktivitäten in allen Szenarien (EA- 0 bis EA- 3; S.4.1 = je 4) gleicht bleibt, während ihre Aussagekraft z. B. besonders stark in der EA- 1 (S.4.2 = 8) ist.

• Die gleiche Bewertung trifft den Indikator „Berücksichtigung von Bürgeranhörungen bei der Planung neuer Entsorgungsalternativen“ zu. Der Grund für eine bessere Bewertung der Aussagekraft und Bürgeranhörungen in der EA- 1 laut den Einwohnern ist die Klarheit der Übermittlung und Betrachtung der Einwohner als Systemnutzer und Kunden, nicht als Störfaktoren.

Für den Fall, dass der Haushalt seinen Entsorgungspflichten nicht nachkommt, übernimmt die Kommune die Entsorgungsverantwortung, indem ein von ihr beauftragter Sammler die Abfälle auf Kosten des Abfallerzeugers abholt. Da es

sich in dem Fall um eine Ordnungswidrigkeit handelt, muss der Haushalt eine Geldbuße zahlen. Die Kommune geht davon aus, dass aufgrund der Inbetriebnahme neuer Anlagen die Höchstentsorgungsgebühren (also die finanzielle Haushaltsbelastung) wesentlich ansteigen. Somit sind vermehrt finanzielle Sanktionen für nicht-zahlende Haushalte im Vergleich zur heutigen Situation (EA- 0 und -1 / S.4.6. = je 4) zu erwarten (entsprechend EA- 2 und -3 / S.4.6. = je 6).

S.4.1=4S.4.1=4S.4.1=4S.4.1=4S.4.2=2S.4.2=2

S.4.2=8S.4.2=6 S.4.3=4S.4.3=4

S.4.3=4S.4.3=4 S.4.4=5S.4.4=5

S.4.4=10S.4.4=10 S.4.5=5

S.4.5=15

S.4.5=5S.4.5=5

S.4.6=6

S.4.6=6S.4.6=4S.4.6=4

S.4.7=6

S.4.7=6S.4.7=6

S.4.7=2

EA-0 EA-1 EA-2 EA-3

S.4.7-Durchführung von Kontrollen und Inspektionen im EntsorgungssystemS.4.6-Sanktionen für nicht-zahlende HaushalteS.4.5-Transparenz und Struktur der Abfallgebühren S.4.4-Berücksichtigung von Bürgeranhörungen bei der Planung neuer EntsorgungsalternativenS.4.3-Anschluss an die organisierte HH-SammlungS.4.2-Aussagekraft der AufklärungsktivitätenS.4.1-Anzahl der Aufklärungsaktivitäten

NW=38 NW=38

Abbildung 5.22: Ergebnisse der Befragung der Einwohner - Bewertungskriterium S.4 "Leistungsqualität innerhalb der Abfallbehörde" nach einzelnen Indikatoren im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in Nutzwerten

Aufklärungsaktivitäten / Anhörungen / Aussagekraft Die Haltung der polnischen Kommunen bzgl. der Durchführung von Aufklärungsaktivitäten sowie Bürgeranhörungen ist von einer Reihe von Unstimmigkeiten geprägt. Bei der MVA bzw. MBA sieht man nämlich keinen unmittelbaren Anlass, aufklärerisch aktiv zu werden. Da diese Anlagentypen Gegenstand einer erst zukünftigen Entsorgungsstrategie werden, besteht keine Notwendigkeit, sich bereits jetzt einzuschalten; ja man vermeidet damit sogar erwartete Konflikte derzeit. Wenn man aber weiß (s. Beispiele im nahen Ausland), dass derartige Aufklärungsaktivitäten ein spezielles und vor allem langfristiges Unterfangen darstellen, kommt man zum Schluss, dass die poln. Kommunen entweder den Ernst der Sachlage nicht erfassen (Erfahrungsdefizite) oder aber das Thema

bewusst verdrängen (Konfliktunfähigkeit); beide Fakten müssten Anlass sein, der jeweiligen Kommune helfend zur Seite zu stehen. Angesichts des geplanten Aufbaus und der Modernisierungen von Abfallbehandlungsanlagen haben die Kommunen sogar eine eindeutige Pflichtaufgabe (ggf. zusammen mit einem Investor u.a.), Aufklärungsarbeit und Bürgeranhörungen in verstärktem Maße zu leisten (Öffentlichkeitsarbeit). Hierbei sollte die Öffentlichkeitsarbeit gezielt Erwachsene und auch Kinder einbeziehen.

Erwachsene sollen über Zustand / Entwicklung der Abfallwirtschaft im Entsorgungsgebiet informiert werden, ebenso aber auch über die Investitions- und Betriebskosten der geplanten Anlage, über Höchstentsorgungsgebührensenkung (s. Abfallvermeidung u.a.) und über erwartete Ergebnisse in Verbindung mit der Inbetriebnahme von Entsorgungseinrichtungen. Schulkinder/Jugendliche sollten dagegen vermehrt mit einem umfassenden Umweltwissen, aber auch mit den positiven und negativen Folgen der regionalen Abfallbewirtschaftung konfrontiert werden. Auch sollte man die Jugend gewinnen, um Erwachsene (z. B. in der Familie etc.) zu einem umweltfreundlichen Verhalten zu animieren.

Darüber hinaus ist neben der mündlichen Beratung die Erarbeitung und Bereitstellung von Informationsmaterial für eine effektive Abfallvermeidung, -verwertung und -beseitigung unerlässlich. Im Rahmen der Öffentlichkeitsarbeit können Tauschbörsen im Internet eingerichtet und Werbung auf Sammelfahrzeugen sowie Abfallbehältern platziert werden. Im Zuge der Aufklärungsaktivitäten sollten von den polnischen Kommunen die nachstehenden Aufgaben wahrgenommen werden:

• Untersuchung der gesellschaftlichen Akzeptanz vor Ort für die angestrebten Entsorgungslösungen (Żygadło 2001)

• Förderung von umweltfreundlichem Konsumverhalten, wie z. B. weniger Verpackungen, Mehrwegsysteme, Wiederverwerten statt Wegwerfen (Jünemann 1991a)

• Vorbereitung von Informations- und Schulungsmaterial (für Kampagnen, Anzeigen etc.)

• Entwicklung einer langfristigen und grundsätzlichen Kommunikationsstrategie für Umweltprobleme (Żygadło 2001)

Anschluss an das HH-Sammelsystem Die weitere Auswertung der Abbildung 5.22 ergibt, dass der Anschluss an die organisierte Sammlung von Haushaltsabfällen in allen EA gleich bleibt (S.4.3 = je 4). Die kommunalen Vertreter bestätigen dies in ihrer Aussage, dass die Entsorgungssituation deshalb nicht optimierbar ist, da der Kommune keinerlei Zugriff auf den Abfall / s. gesetzliche Regelungen in Kapitel 2.2.) möglich ist. Hierhinein spielt auch ganz stark eine Rolle, dass eine relativ große Anzahl an Haushalten die Zahlung einer Höchstentsorgungsgebühr an die Kommune nicht

wahrnimmt (zum Nachteil der zahlenden Bevölkerung). Das ist auch ein Grund, warum die Mehrzahl der Einwohner das derzeitige System an Sanktionen für nicht- zahlende Haushalte, mit z. B. sporadisch durchgeführten Kontrollen, als nicht ausreichend empfindet. Wichtig ist es, dass mit der Umsetzung der geplanten Entsorgungslösungen dieser Umstand (Gebührenvermeidung) bereinigt und das Einwohnerempfinden für eine soziale Gerechtigkeit durch ausreichende Kontrollen etc. unterstützt bzw. positiv begleitet wird. Transparenz / Struktur der Höchstentsorgungsgebühren Die „…Transparenz und Struktur der Höchstentsorgungsgebühren…“ bekommt den höchsten Nutzwert in der EA mit einer MBA (EA-2 / S.4.5 = 15).

In der EA-3 (mit einer MVA, auch mit Sammlung von drei Fraktionen; S.4.5 = 5) wird die Transparenz und Struktur der Höchstentsorgungsgebühren von den Einwohnern schlechter bewertet. Die Ursache liegt wahrscheinlich in der komplizierteren Vorgehensweise bei der Gebührenerhebung. Wesentlich ist hier, dass die geplante MVA in einem anderen Entsorgungsgebiet (Gdańsk) errichtet/betrieben wird und aus diesem Grund, Abstimmungs- bzw. Abrechnungsschwierigkeiten (Gebühren) nicht ausgeschlossen werden können. Diesem Umstand kann man nur durch verstärkte Aufklärungs- / Informationsarbeit und durch ein für die Bürger völlig transparentes Abrechnungsverfahren begegnen (Optimierungspotenzial).

5.1.7.5. Leistungsqualität / Sammelunternehmen – S.5 In der Abbildung 5.23 werden die Nutzwerte einzelner Indikatoren im Bewertungskriterium S.5 "…Leistungsqualität der Sammelunternehmen..." dargestellt. Die Einwohner bewerten die Sammelleistungen in heutigen sowie in geplanten EA ähnlich gut (alle EA weisen einen Gesamtnutzwert von > 30 auf).

Dies ist darauf zurückzuführen, dass es im Rahmen der Abfallsammlung kaum zu negativen Vorfällen kommt. Die Konkurrenz unter den Sammlern um die Entsorgungsverträge führt zu angeblich besserer Sammelqualität. Da die Abfallabholung keinen Mehrwert für die Systemnutzer generiert (Abfälle sind doch Gegenstände zur Beseitigung), sind hier die Abholpreise der wichtigste Faktor der Sammelqualitätsbeurteilung für die Einwohner. Der massive Preiswettbewerb unter den Sammelunternehmen hat jedoch einen drastischen Verfall der Abholpreise nach sich gezogen. Als Konsequenz kommt es immer häufiger wieder zu einer informellen Entsorgung (Deponien, Kippen etc.).

Nur durch effektive Kontrollen (u.a. die tatsächliche Sammelqualität) und Begrenzung der Sammellizenzen (z. B. durch Erhöhung der Anforderungen) können diese Marktdefizite eliminiert werden.

Pünktlichkeit, Häufigkeit und Sauberkeit Werden die EA gegenüberstellt, ist der Unterschied im Kriterium S.5 zwischen EA- 0 (NW = 36,3) und EA- 1, -2 und -3 (identische Nutzwerte je 33) erkennbar.

Die befragten Einwohner weisen darauf hin, dass es bei der Einsammlung mehrerer Abfallfraktionen (wie es in der EA-1, EA-2 und EA-3 - mit S.5.1 = je 9,9 - im Vergleich zur EA-0 - mit S.5.1 = 13,2 - der Fall ist) zu einer Verschlechterung in Bezug auf Pünktlichkeit kommen kann. Die Häufigkeit der Sammlung soll hingegen in den EA- 1, -2 und -3 (NW = je 13,2) besser als in EA- 0 (NW = 9,9) abschneiden. Bei mehreren separat gesammelten Abfallfraktionen ist die erwartete Sammlungsfrequenz höher als in EA- 0. Es besteht auch die Gefahr, dass der Sauberkeitsstandard bei der Abfallsammlung in neuen EA sinkt (EA- 1, -2 und -3 / S.5.3 = 9,9 < EA-0, S.5.3 = 13,2). Mit der Einführung der Wertstoffsammlung steigt nämlich auch die Anzahl der Abfallbehälter, was zum Ablagern / Wegwerfen des Mülls führen kann (das drückt sich in einem niedrigeren NW – EA- 1, -2 und -3 je 9,9 im Vergleich zu EA- 0 = 13,2).

Um dieses negative Verhalten der Einwohner zu vermeiden, sollten folgende Einflussfaktoren bei der Wertstoffsammlung im Bring- und Holsystem Beachtung finden (vgl. Tabelle 3.6):

• Die Behälter müssen sichtbar, erreichbar und benutzerfreundlich sein. • Die Abfallerfassung soll möglichst oft (zur Vermeidung von Gerüchen

aus Biofraktion), hygienisch (zur Vermeidung von Insekten, Nagetieren etc.) und ohne Erschwernisse für die Einwohner (z. B. Glasausschüttung zu späteren Tageszeiten) erfolgen.

• Die Abfallerzeuger sind über den möglichen Nutzen durch gezielte Öffentlichkeitsarbeit zu informieren und somit zu motivieren.

S.5.1=9.9S.5.1=9.9S.5.1=9.9S.5.1=13.2

S.5.2=13.2S.5.2=13.2S.5.2=13.2S.5.2=9.9

S.5.3=9.9S.5.3=9.9S.5.3=9.9S.5.3=13.2

EA-0 EA-1 EA-2 EA-3

S.5.1-Pünktlichkeit der Sammlung S.5.2-Häufigkeit der Sammlung S.5.3-Sauberkeit der Sammlung

NW=36,3NW=33 NW=33 NW=33

Abbildung 5.23: Ergebnisse der Befragung der Einwohner - Bewertungskriterium S.5 "Leistungsqualität von Sammelunternehmen" nach einzelnen Indikatoren im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in Nutzwerten

Quelle: Eigene Darstellung aus erhaltenen Antworten auf kommunale Untersuchung: „…Verhalten und Einstellung der Einwohner gegenüber der Entsorgung von Haushaltsabfällen…“

5.1.8. Schlussfolgerungen aus sozialen Aspekten Aus den Nutzwerten für soziale Kriterien lassen sich folgende Erkenntnisse ableiten:

• Der Wettbewerb bei der Abfallsammlung in polnischen Kommunen - im Gegensatz zum erkennbaren Nutzen (z. B. Preissenkungen für die Bürger) - beruht hauptsächlich auf Dumping-Preisen, auf die in Kauf genommene Zersplitterung des Marktes (zahlreiche Ein-Fahrzeug-Unternehmen), auf den fehlenden Fuhrparkinvestitionen (Sparpolitik) und vornehmlich auf den weitverbreiteten, informellen

Entsorgungspraktiken (billigere aber weit entfernte Deponien, wilde Kippstellen).

• Diese unerwünschten Wettbewerbseffekte werden durch Verantwortungs- und Kompetenzdefizite polnischer Kommunen (Polen-spezifische Gesetzlage45), durch fehlendes Know-how bei den Drittbeauftragten und nicht durchgeführte Sanktionen (bei Nichtbefolgen von Vorschriften) noch zusätzlich verstärkt.

• Erwartungsgemäß ist die Akzeptanz für geplante Entsorgungsanlagen deutlich niedriger als für die bestehenden Anlagen. Die Kommune muss deshalb notwendige Optimierungsmaßnahmen vor der Errichtung / Inbetriebnahme neuer Abfallbehandlungsanlagen in die Wege leiten (s. Aufklärungs- und Öffentlichkeitsarbeit).

• In den EA-2 und EA-3 ist aufgrund des steigenden Umweltbewusstseins (trotz aller Schwierigkeiten polnischer Spezifika) und besserer Kenntnis der Entsorgungsproblematik (durch den erhöhten Anschluss an Eigenkompostierung und Aussortierung der Wertstoffe sowie Verringerung der Eigenverbrennung und illegaler Ablagerung) ein größeres Bürgerengagement zu erwarten.

5.2. Ergebnis aus der Promethee Methode Die Bewertung einzelner Bereiche in der EA- 0, EA- 1, EA- 2 und EA- 3 wurde mit ausgewählten Methoden durchgeführt und in Kapitel 5.1 dargestellt. Aus den Bewertungsmethoden resultierten verschiedene Ergebnisse in Bezug auf unterschiedliche Einheiten. Es ist jedoch nicht einfach für die kommunalen Entscheidungsträger, basierend auf einer Bewertungsmatrix mit zahlreichen Ergebnissen eine begründete und rationale Entscheidung zu treffen (vgl. Tabelle 5.8). In dieser Tabelle werden die Ergebnisse aus den eingesetzten Methoden mit der Präferenzfunktionsangabe und den Indifferenz- und Präferenzschwellenwerten für die Anwendung in der Promethee Methode aufgezeigt. 45 In der Praxis erfolgt kaum eine Evaluierung und Zertifizierung der Sammler (aber genau das sollte von der Kommune durchgeführt / veranlasst werden), solange diese die technischen Ansprüche zur Erhaltung einer Sammellizenz aus dem Kommunalgesetz erfüllen. Die zugelassene (große) Anzahl an Sammlern bescheinigt den Sachverhalt nur über den niedrigen Schwierigkeitsgrad dieser Anforderungen (vgl. dazu Kapitel 2.5 mit Sammlerzahl für Warschau und Krakau im Vergleich zur Einwohnerzahl).

Tabelle 5.8: Bewertungsmatrix mit zusammengestellten Ergebnissen einzelner Methoden nach EA im dargestellten Bewertungsverfahren im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006

Bereiche Min./Max.³ Präferenz-funktion; I¹; P² Einheit EA- 0 EA- 1 EA- 2 EA- 3

Technik Max. linear, 5%, 20% NW 287 300 341 345

Soziales Max. linear, 5%, 20% NW 191,8 194,5 237,5 233,5

Ökologie Min. linear, 5%, 20% Tsd. PE 3428 3247 2526 990

Min.4 linear, 5%, 20% Mio. €/a 4,1 4,6 7,3 11,4

Max.5 linear, 5%, 20% Mio. €/a 0,4 0,4 0,8 4,9

Min.6 linear, 5%, 20% Mio. €/a 7,8 7,8 7,8 9,3 Ökonomie

Max.7 linear, 5%, 20% Mio. €/a 0,1 0,3 1,0 2,3 ¹ I - Indifferenz Schwellenwert ² P - Präferenz Schwellenwert ³ Die Kriterienwerte sind entweder zu minimieren oder zu maximieren. 4 gesamte direkte Kosten 5 gesamte direkte Einnahmen (direkter Nutzen) 6 gesamte indirekte Kosten 7 gesamte indirekte Einnahmen (indirekter Nutzen) Quelle: Eigene Darstellung

Es stellt sich an dieser Stelle die Frage, wie eine Kommune die systematisch berechneten Nutzwerte, Personenäquivalente, Kosten, Einnahmen gegenüberstellt und zueinander gewichtet, um eine begründete Entscheidung treffen zu können. In der Tabelle 5.9 werden die berechneten Ausgangsflüsse (Φ+) und Eingangsflüsse (Φ-) (Promethee I) sowie der Nettofluss (Φ) (d.h. Differenz der Aus-/Eingangsflüsse) als Ergebnis der Promethee II aufgezeigt. Tabelle 5.9: Berechnung der Ausgangsflüsse für Stärkenmaß und Eingangsflüsse für Schwächenmaß einer EA gegenüber allen weiteren EA in der Promethee Methode für die berechneten Ergebnisse des dargestellten Bewertungsverfahrens im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006

ENTSORGUNGSALTERNATIVE Φ+ Φ- Φ

EA- 0 0,15 0,54 -0,39 EA- 1 0,20 0,46 -0,26 EA- 2 0,54 0,24 0,30 EA- 3 0,60 0,25 0,35

Promethee I liefert eine partielle Ordnung der Alternativen. Um dann eine vollständige Ordnung der Alternativen (Promethee II) zu ermitteln, wird der Nettofluss festgelegt (s. Tabelle 4.15)

Die Tabelle 5.9 ist wie folgt zu interpretieren: • Promethee I (partielle Ordnung) ergibt, dass

o EA- 3 > EA- 1 > EA- 0 (Pfeile von der Nummer 1 zu 3 und 4) und o EA- 2 > EA- 1 > EA- 0 (Pfeile von der Nummer 2 zu 3 und 4)

abschneidet, o EA- 3 und EA- 2 miteinander nicht vergleichbare Alternativen (keine

Pfeile zwischen beiden EA) sind. • Promethee II (vollständige Ordnung nach der Berechnung der

Nettoflüsse) ergibt eine Reihenfolge der Alternativen: EA- 3 / 0,35 > EA- 2 / 0,30 > EA- 1 / -0,26> EA- 0 / -0,39 (Pfeile von der Nummer 1 zu 2 zu 3 zu 4).

PARTIELLE ORDNUNG - PROMETHEE I VOLLSTÄNDIGE ORDNUNG - PROMETHEE II

Abbildung 5.24: Partielle und vollständige Ordnung der EA im dargestellten Bewertungsverfahren Quelle: Eigene Darstellung Aus den berücksichtigten EA kristallisiert sich diejenige mit thermischer Verwertung als die optimale Option für das in dieser Arbeit betrachtete Entsorgungsgebiet heraus. Damit zeigt sich eine eindeutige Rangfolge der EA.

5.3. Sensitivitätsanalyse Unter einer Sensitivitätsanalyse (i.e. eine post-optimale Methode) versteht man „…die Untersuchung der optimalen Lösung hinsichtlich differenzieller Änderungen der Eingangsdaten…“ (Kallrath 2002). Wurde nun eine optimale Lösung gefunden, so stellt sich die Frage, wie robust sich das Ergebnis in Bezug auf geringe Veränderungen bei den Eingangsdaten verhält. Das Ziel dabei ist es, festzustellen, wie empfindlich das Konzept (Entsorgungssystem) auf die Änderungen einzelner Variablen reagiert (Kallrath 2002). Die Variablen sind entweder Bewertungskriterien aus einzelnen Methoden oder andere Größen, die einen bedeutenden Einfluss auf das Ergebnis der

Bewertungsmethode oder einen hohen Unsicherheitsgrad hinsichtlich der Daten aufweisen. Die für die Berechnungen angenommene Schwankungsbreite der Variablen beträgt jeweils ±5-10%. Nach der Durchführung der Sensitivitätsanalyse wird deutlich,

• wie groß der Anteil an der Ergebnisveränderung bei der Variation einer Variable wird,

• welche Variable für die Ergebnisveränderung (bereichsbezogen) die bedeutendste ist.

Aus den Ergebnissen der Sensitivitätsszenarien werden die wichtigsten Bewertungskriterien abgeleitet und dann in das Bewertungs- und Entscheidungsunterstützungsinstrument aufgenommen. Eine sachgerecht durchgeführte Sensitivitätsanalyse kann die öffentliche Diskussion über die Ergebnisbewertung positiv beeinflussen. Eine Steigerung der Einwohnerakzeptanz für schwierige Entscheidungen im Bereich Abfallwirtschaft ist darüber hinaus erreichbar (NLfB 1995).

5.3.1. Sensitivitätsanalyse in der KNA In dem Bereich Ökonomie werden die direkten Kosten und Einnahmen -aufgrund ihrer zeitlichen Veränderbarkeit- als Variable betrachtet.

5.3.1.1. Kosten In diesem Zusammenhang lassen sich folgende Kostenvariablen aus der Tabelle 5.10 nennen:

• Sammlungskosten • Sortierungs- bzw. MBA-Kosten • Kompostierungskosten • Beseitigungskosten (Deponie bzw. MVA)

Indirekte Kosten und der indirekte Nutzen werden wegen ihrer schweren Messbarkeit (eine Veränderung dieser Größen lässt sich nicht quantifizieren) nicht in die Sensitivitätsanalyse einbezogen. Tabelle 5.10: Einfluss der Veränderungsvorgaben auf direkte Kosten nach einzelnen EA im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in %

Variablen EA- 0 EA- 1 EA- 2 EA- 3 Variation der Sammlungskosten um ±10% → Wirkung auf das Ergebnis in ±0,83 ±0,89 ±0,56 ±0,42

Variation der Sortierungs/(MBA)kosten um ±10%46 → Wirkung auf das Ergebnis in ±1,56 ±1,49 ±5,76 ±1,2

Variation der Beseitigungskosten (Deponie-/MVA inkl. Schlacken + Aschendeponierung) um ±10% → Wirkung auf das Ergebnis in

±7,06 ±5,67 ±2,46 ±7,59

Variation von sonstigen Kosten um ±10% → Wirkung auf das Ergebnis in ±0,56 ±0,5 ±0,31 ±0,2

Quelle: Eigene Darstellung Die Auswertung der Sensitivitätsanalyse für direkte Kosten liefert folgende Erkenntnisse (vgl. Tabelle 5.10):

• In allen Szenarien bewirkt die Änderung der Sammlungskosten und sonstige Kosten um ±10% eine Veränderung des Ergebnisses um < 1%. Damit ist jede Veränderung bei den Sammlungskosten bzw. sonstigen Kosten ohne größere Bedeutung für das Gesamtkostenergebnis.

• Sollten beispielsweise die Sammlungskosten um 50% anwachsen (z. B. aufgrund der Verlängerung der Transportwege), wirkte es sich auf das Ergebnis entsprechend in der EA- 0 um 4,15%, EA- 1 um 4,45%, EA- 2

46 Berechnungsbeispiel und Interpretation: Die +.-10% Vorgabevariation von Sammlungskosten ergibt +- 0,83% Ergebnisvariation in der EA- 0 bei der Unveränderbarkeit sonstiger Größen. Folgender Berechnungsmodus gilt: Eine 10%-ige Erhöhung der Entsorgungskosten (0,34 · 1,1 = 0,374; Unterschied 0,034) zieht eine 0,83%-ige Erhöhung der gesamten direkten Kosten nach sich (4,11 + 0,372 = 4,484; 4,484 / 4,11 = rd. 0,83%) ; vgl. dazu Größen aus der Tabelle 5.10

um 2,8% und EA- 3 um 2,1%. Die Sammlungskostenänderungen sind somit nicht kritisch beim Gesamtergebnis.

• Eine 10%ige Änderung der Sortierungs- bzw. MBA-Kosten beeinflusst zwangsläufig und dominant nur die Ergebnisse in EA mit MBA (EA-2). Dieser Einfluss beträgt entsprechend 5,76%.

• Bei allen EA zeigt die Veränderung der Beseitigungskosten um +10% (ohne Bezug auf die Anlagenart) einen mindestens 5%-igen Einfluss auf das Ergebnis (EA- 2 rd. 2,46%). Somit ist jede Änderung der Beseitigungskosten als wichtig und kritisch für das Kostenergebnis zu bezeichnen.

5.3.1.2. Einnahmen Ähnlich wie die direkten Kosten handhabt man auch die direkten Einnahmen als Variable; s. Tabelle 5.11. Darunter sind insbesondere die folgenden zu verstehen:

• Steigerung der Höchstentsorgungsgebühren (±10%) • Vermarktung von Entsorgungsprodukten (Marktpreise und

Wertstoffpreisverfall, s. Tabelle 5.11) • Verkauf von Elektrizität/Wärme (±10%) • Einführung der Deponiesteuer (20 € / Mg; vgl. Tabelle 4.14)

Aus der Tabelle 5.11 lässt sich Folgendes ableiten: • Eine 10%ige Änderung der Höchstentsorgungsgebühren in allen

Szenarien bewirkt einen < 8%-Einfluss auf das Ergebnis (in der EA- 0 macht sich aber dieser Einfluss mit nahezu 7,4% bemerkbar). Der bedeutsame Ergebniseinfluss von Höchstentsorgungsgebühren wird durch ihren Anteil an Einnahmen verursacht (von 74% in der EA- 0 bis hin zu 6% in EA- 3).

• Die Vermarktung der Entsorgungsprodukte zu Marktpreisen (Wertstoffe) bewirkt in allen EA rd. massiven positiven%-Einfluss. In EA- 1 und EA- 2 machen diese entsprechend +64% und +311% (massiver Gesamtanteil am Ergebnis beträgt in diesen EA entsprechend > 12% und > 56%).

• Preisverfall der Wertstoffe zu 0 €/Mg wirkt sich von -4% in der EA- 3 bis zu -57% in der EA- 2.

Tabelle 5.11: Einfluss der Veränderungsvorgaben auf direkte Einnahmen nach einzelnen EA im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in %

Variablen EA- 0 EA- 1 EA- 2 EA- 3 Variation der Höchstentsorgungsgebühren um ±10% → Wirkung auf das Ergebnis in

±7,447 ±6,6 ±3,4 ±0,6

Variation der Vermarktung von Wertstoffen (AP¹, AG², EBS³, Kompost), Durchschnittspreise aus EUWID 2006

AP - statt 11→ 60 und 0 €/Mg; AG – statt 9 → 22 und 0 €/Mg;

EBS – statt 10 → 80 und 0 €/Mg; Kompost – statt 8 → 4 und 0 €/Mg;

Wirkung der Marktpreise auf das Ergebnis in +25 +64 +311 +17

Wirkung des Wertstoffpreisverfalls auf das Ergebnis in

-8 -15 -57 -4

Variation des Verkaufspreises Elektrizität/Wärme um ±10% → Wirkung auf das Ergebnis in ±2 ±2 ±1 ±9

Einführung von Deponiesteuer (gilt nur für deponierte Abfallmengen; + 20 € / Mg) → Wirkung auf das Ergebnis in

+648 +540 +206 0

¹ AP-Abnehmerpreise in Papierfabriken von bsve (Fachvereinigung Papierrecycling) und DESTATIS, zitiert in BMWT (2009); AP-Qualität - untere Sorten 50 bis 70 €/Mg 2006

² AG-Abnehmerpreise an den Glashütten 2003-2006 von GGA (Gesellschaft für Glasrecycling und Abfallvermeidung) zitiert in BMWT (2009); Grünglas 17,72 €/Mg, Braunglas 22,14 €/Mg und Weißglas 25,83 €/Mg; Durchschnittspreis 22 €/Mg

³ EBS – nach EUWID: Durchschnittspreis 2008 für Annahme an EBS-Kraftwerk für EBS aus Siedlungsabfällen 80 €/Mg

47 Berechnungsbeispiel und Interpretation: Die +.-10% Vorgabevariation von Höchstentsorgungsgebühren ergibt +- 4,24% Ergebnisvariation in der EA- 0 bei der Unveränderbarkeit sonstiger Größen. Folgender Berechnungsmodus gilt: Eine 10%-ige Erhöhung der Höchstentsorgungsgebühren (0,3 · 1,1 = 0,33; Unterschied 0,03) zieht eine 7,4%-ige Erhöhung der gesamten direkten Einnahmen nach sich (0,4 + 0,03 = 0,43; 0,43 / 0,38 = rd. 7,4%) ; vgl. dazu Größen aus der Tabelle 5.11.

• EA- 3 (Elektrizität, Wärme) hat einen massiven Einfluss auf die Ergebnisveränderung gleich 9% nur bei der EA- 3. Diese Höhe lässt sich durch anteilig proportional höhere Einnahmen 91% / EA- 3 begründen.

• Die Einführung der Deponiesteuer (für deponierte Abfallmengen) wirkt sich auf die Ergebnisänderung wie folgt aus: o In der EA- 0 steigen die Einnahmen um 2,5 Mio. €/a (deponierte rd.

123 Tsd. Abfälle); in der EA- 1 um 2,3 Mio. €/a (deponierte rd. 115 Tsd. Abfälle); in der EA – 2 um 1,6 Mio. €/a (deponierte rd. 79 Tsd. Abfälle); in der EA- 3 hat die Deponiesteuer keinen Einfluss, weil keine direkt deponierten Abfallmengen anfallen.

o Trotz drastischer Erhöhung der Einnahmen wegen der Deponiesteuer - entsprechend 7,5 Mal (EA- 0; 2,46 + 0,38 / 0,38), 6,5 Mal (EA- 1; 2,3 + 0,42 / 0,42) und 2,9 Mal (EA- 2; 1,58 + 0,83 / 0,83) – werden diese direkt auf Abfallerzeuger als Entsorgungsgebühren auferlegt. D.h. bei 294 kg/E pro Jahr im ZV Dolina (vgl. Kapitel 2.9.2.) würde die finanzielle Bürgerbelastung um rd. 5,9 €/E pro Jahr steigen. Aufgrund polnischer Gesetzesspezifika werden die Einnahmen aus der Deponiesteuer lediglich zu 50% zu Kommunalen Umweltschutzfond einfließen (vgl. dazu Kapitel 2.3.4).

5.3.1.3. Zusammenfassung von Sensitivitätsanalyse in der KNA Nach der Durchführung der Sensitivitätsanalyse werden als kritisch fürs Gesamtergebnis folgende Variablen identifiziert: Kosten der Abfallbehandlung mit dem Schwerpunkt Beseitigungskoten (Deponie, MVA).

Jede Veränderung dieser Variable bewirkt einen mind. 2%-Einfluss auf das Endergebnis (in der MVA sogar rd. 8%).

Einnahmen aus Höchstentsorgungsgebühren

Diese sind in jenen EA von Bedeutung, wo relativ weniger Einnahmen aus anderen Quellen einfließen (EA- 0, EA- 1).

Verkauf von Entsorgungsprodukten, v.a. Wertstoffen und Elektrizität / Wärme (EA- 3)

Bei den EA mit hohen stofflichen Verwertungsquoten (EA- 1 und EA- 2) haben diese Erlöse gravierende finanzielle Konsequenzen.

Deponiesteuer, die unmittelbar auf die Bürger in Form der Entsorgungsgebühren auferlegt wird

Es sei an dieser Stelle jedoch angemerkt, dass die Nutzung der Deponiesteuergelder für kommunalabfallwirtschaftliche Investitionen, aufgrund der in Kapitel 2.3.4 angeführten Einnahmenaufteilung und deren undefinierte Zweckbestimmung fraglich ist.

5.3.2. Sensitivitätsanalyse in der ÖBM In dem Bereich Ökologie werden folgende Einflussgrößen als Variable herangezogen (s. Tabelle 5.12):

• anfallende Haushaltsabfälle • Vorsortierungsgrad der Wertstoffe durch die Haushalte (vgl. Be-

schreibung der EA in den Kapiteln 4.4.2. – 4.4.5.) • Sortierungsgrad der Wertstoffe durch die Anlagen (Sortieranlage und

MBA) • die Änderung der Transportwege (Verdopplung der Sammeldistanzen) • Erweiterung der Systemgrenze durch Berücksichtigung stofflicher Ver-

wertung (AG, AP, EBS und Kompost) • Entsorgungswege: 100% Deponierung vs. 100% Verbrennung und

MVA-Schlacken und Aschenbehandlung • die Änderung der Abfallzusammensetzung (Vergleich zur HH-

Abfallzusammensetzung am Beispiel Berlin – Abfallbilanz 2008) • Energienutzung aus der Deponie- und Müllverbrennungsanlage

Die Entscheidung für die Variable „…anfallende Haushaltsabfälle…“ ist durch den erwarteten Mengenanstieg (kommunale Abfälle) bedingt (KPGO 2006). Die Kommune muss die Veränderung beim Abfallaufkommen bereits bei der Planung berücksichtigen. Die Variablen „..Vorsortierungsgrad…“ und „…Sortierungsgrad…“ sind deshalb von großer Bedeutung, da dieser direkt von der Kommune beeinflussbar (z. B. durch Aufklärungsaktivitäten) sind. Die Auswahl der Variable „…Transportwege…“ dient zur Überprüfung, inwieweit sich die Verlängerung der Sammelrouten (Distanzverdopplung) auf das Ökobilanzergebnis auswirkt. Die Variable „…Erweiterung der Systemgrenze…“ macht deshalb Sinn, da über das Wertstoff-Recycling eine reale Verbesserung der Ökobilanz erreicht wird. Dadurch kann auch ein zusätzlicher Anreiz für kommunale Entscheidungsträger entstehen.

Die Berücksichtigung und Gegenüberstellung von „…Deponierung vs. Müllverbrennung…“ lässt sich damit begründen, dass die Kommune den gesamten Zusatzeffekt betrachteter Entsorgungswege dadurch beobachten und vergleichen kann. Die Untersuchung der MVA-Schlacken und Aschenbehandlung soll aufzeigen, welche Bedeutung dieser Schritt für die Gesamtökobilanz hat. Die „…Änderung der Abfallzusammensetzung…“ soll aufzeigen, wie empfindlich die dargestellten ÖBM-Ergebnisse auf die Veränderungen des Abfallaufkommens bei unveränderten sonstigen Größen reagieren. Es wird die Berliner Abfallzusammensetzung aus der Abfallbilanz 2008 für HH-Abfälle zum Vergleich eingesetzt. Die „…Energienutzung…“ sowohl aus der Deponieanlage als auch der MVA kann zur Optimierung von ausgewählten Technologien dienen. Durch Änderung von Energieparametern werden die Änderungen von ÖBM-Ergebnissen aufgezeigt. Tabelle 5.12: Einfluss der Änderung der Variablen auf das Ergebnis der Ökobilanz nach einzelnen EA im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in %

Variable EA- 0 EA- 1 EA- 2 EA- 3 Variation der HH-Abfallmengen um ±10% → Wirkung auf das Ergebnis in

±10 ±10 ±10 ±10

Variation des Vorsortierungsgrads um ±10% → Wirkung auf das Ergebnis in

±0,4 ±1,9 ±0,6 ±0,01

Variation des Vorsortierungsgrads zu 70% von Wertstoffen → Wirkung auf das Ergebnis in

2 8 <1 <1

Variation des Sortierungsgrads um ±10% → Wirkung auf das Ergebnis in

±0,3 ±0,8 ±4,3-5,1 ±0,08

Verdopplung der Transportwege (65 km auf 130 km) → Wirkung auf das Ergebnis in

< +1 < +1 < +1 < +1

Erweiterung der Systemgrenze um < ±1 < ±1 < ±1 < ±1

stoffliches Recycling

Variation der Entsorgungswege – Deponierung vs. Verbrennung

nur im Vergleich zur EA-0 (statt 96,3% → 100%

zur Deponierung) +2

nur im Vergleich zur EA-3 (statt 79% → 100% zur Verbrennung)

Anwendung von Abfallzusammen-setzung für Berlin statt für den ZV Dolina48; Wirkung auf das Ergebnis in

-25 -20 -13 -95

Variation der Energienutzung49 → Wirkung auf das Ergebnis in

± 11, 2, 3 ± 11, 2, 3 ± 11, 2, 3 ± 14; 335; 666

1 Deponieanlage 100% Wärme, 0% Strom 2 Deponieanlage 0% Wärme, 100% Strom 3 Deponieanage keine Gasfassung 4 MVA 72% Wärme, 8,7% Strom nach Zechner (2008) 5 MVA 0% Wärme, 21,6% Strom nach Zechner (2008) 6 MVA 40% Wärme, 13,8% Strom nach Zechner (2008) Quelle: Eigene Darstellung

5.3.2.1. Anfallende Haushaltsabfälle Bei einer Änderung der Haushaltsabfallmengen in dem Entsorgungsgebiet um ±10% wird ein linearer Zusammenhang zwischen den Abfallmengen und Umweltauswirkungen erkennbar (s. Tabelle 5.12). Der Anstieg der Abfallmengen um 10% verursacht eine Steigerung der Umweltauswirkungen von ebenfalls 10%50.

48 Gerundete %-Angaben nach dem Vergleich der Abfallzusammensetzung im betrachteten ZV und Berlin (Angaben aus der Abfallbilanz 2008 für HH-Abfälle) 49 Nach Johnke (2003) können in MVA bei einem durchschnittlichen Heizwert 10,5 MJ/kg Wärme und/oder Strom rückgewonnen werden:

• bei ausschließlicher Stromerzeugung rd. 10 bis 24%, d.h. 1 bis 2,5 MJ pro kg Abfall • bei ausschließlicher Wärmeeezeugung rd. 25 bis 75%, d.h. 2,6 bis 7,9 MJ pro kg Abfall • bei der Kraft-/Wärmekopplung rd. 13 bis 80%, d.h. 1,4 bis 8,4 MJ pro kg Abfall.

50 Begründung: Das Easewaste-Modell berechnet alle Input-Abfallmassenströme aus den Entsorgungsprozessen und daraus resultierende Produkte / Sortierresteströme. Die um X steigenden Inputmengen bewirken nach den Modell-Entwicklern um X zunehmende Umweltauswirkungen. Für eine Reihe von Substanzen kann diese Annahme (Gesetz der Linearität) stimmen. Bei toxischen Substanzen / Stoffen steigt die Negativwirkung expotenziell.

5.3.2.2. Vorsortierungsgrad der Haushalte Eine Variation des Vorsortierungsgrades um 10% bewirkt nur eine marginale Änderung im Ergebnis (< 2%); der Hauptgrund liegt darin, dass die Haushalte relativ wenig Wertstoffe (mengenmäßig) aussortieren (vgl. dazu Tabellen mit dem HH-Vorsortierungsgrad in Kapitel 4.4.):

• in EA- 0 - AP / 30%, AG 50% • in EA- 1 AP / 25% (Holsystem) bis 50% (Bringsystem), AG / 30% (Hol-)

bis 60% (Bring-), Bio 30% und • in EA- 2 und -3 – AG 30% (Hol-) bis 60% (Bring-), Bio – 30%

Dieser geringe Einfluss deutet darauf hin, dass die Vorsortierung immer noch zu niedrige Effizienz bewirkt. Man muss die Haushalte zu richtiger Vorsortierung besser motivieren (z. B. durch Senkung der Höchstentsorgungsgebühren für Wertstoffe). Die Steigerung des Vorsortierungsgrades bis zu 70% vorsortierter Wertstoffe verbessert das ÖBM-Ergebnis in EA- 0, EA- 2 und EA- 3 um lediglich rd. 1-2%. In der EA- 1 (Getrenntsammlung) beträgt dieser Einfluss 8%. Somit lässt sich an dieser Stelle ableiten, dass der Einfluss bei der Getrenntsammlung relativ gering ausfällt.

5.3.2.3. Sortierungsgrad in den Anlagen Die Änderung des Sortierungsgrades in den Anlagen verursacht kaum Einfluss auf das Ergebnis der Ökobilanz. Nur die Variation des Sortierungsgrades in der EA- 2 spielt eine Rolle:

• mit 10%iger Sortierungsverbesserung sinkt die Ökobilanz um 4,3% (positiver Einfluss),

• die 10%ige Reduzierung der Sortierung verschlechtert das Ergebnis um 5,7% (negativer Einfluss); vgl. dazu Tabelle 5.12).

Darüber hinaus können in der Praxis die Abfallbehandlungsanlagen andere (nicht in den Easewaste-Angaben berücksichtigte) Abfallfraktionen anwachsen und somit andere Emissionen und Umweltauswirkungen verursachen.

Diese im Vergleich zu anderen EA höhere Ergebnisveränderung (EA- 0, 1 und -3 < 1% und EA- 2 rd. 5%) lässt sich wie folgt begründen: Obwohl die MBA-Sortiereffizienz für Wertstoffe > 85% beträgt (AP = 85%, AG = 90%; vgl. Tabelle 4.4) und mit der einer Sortieranlage (EA- 0, EA -1; s. Tabelle 4.2 und 4.3) identisch ist, ist hier der Effekt von allen gesammelten / zur MBA gebrachten und sortierten Wertstoffen eindeutig sehr wirksam.

5.3.2.4. Transportwege Bei der Verdopplung der Sammeldistanzen (statt 65 – 130 km im Holsystem und 50 – 100 km im Bringsystem) ändert sich die Ökobilanz in allen EA um < +1% (vgl. EA-Darstellung in Kapitel 4.4.1 – 4.4.5.). Somit hat die Sammlung auf das Gesamtökobilanzergebnis kaum Einfluss und kann vernachlässigt werden (vgl. Tabelle 5.12).

5.3.2.5. Systemgrenze Die Erweiterung der Systemgrenze51 um eine stoffliche Verwertung umfasst insbesondere:

• AG zur Einschmelzung (Daten für Europa 1990, Easewaste) • AP zur Zeitschriftenpapierherstellung (generisches Modell 2001,

Easewaste) • Kompost zur Düngung (generisches Modell 2007, Easewaste) • EBS als Ersatz für Primärenergieträger (generische Daten für Europa

2003, Easewaste) Die Erweiterung der Systemgrenze hat nun aber kaum Einfluss auf das Ergebnis der Ökobilanz (die Änderungen um weniger als ±1%). D.h. die Berücksichtigung von stofflicher Verwertung verbessert das Ergebnis der Ökobilanz um lediglich < 1% (vgl. Abbildung 5.12). Dieser geringe Veränderungseffekt des Ergebnisses wird durch relativ niedrige eingesetzte Wertstoffmengen im Vergleich zu gesamten HH-Abfallmengen hervorgerufen.

51 Die Anwendung von generischen Modellen dient zur Darstellung von verallgemeinerten Ergebnissen innerhalb Europas.

Beispielsweise werden in der EA- 1 (mit Getrenntsammlung) von gesamten Abfallmengen (rd. 126 Tsd. Mg) lediglich rd. 3,3% (pro Fraktion AG und AP, beim Kompost 0,3%) verwertet (rd. 4 Tsd. Mg AG; 4,4 Tsd. Mg AP; 0,3 Tsd. Mg Kompost). Somit sind die Ökobilanzersparnisse marginal und betragen < 1%.

5.3.2.6. Entsorgungswege Deponierung vs. Müllverbrennung Eine weitere Variation der Parameter ergibt (vgl. Tabelle 5.12):

Sollten 100% Abfälle nur deponiert werden, beläuft sich das Ergebnis der Ökobilanz auf rd. 3,49 Mio. Personenäquivalente (im Vergleich zum EA- 0 mit 96,3% Deponierung mit 3,43 Mio. PE → Verschlechterung der Ökobilanz um 2%). Sollten hingegen 100% Abfälle nur verbrannt werden, dann beläuft sich das Ergebnis der Ökobilanz auf rd. 0,66 Mio. Personenäquivalente (im Vergleich zur EA- 3 mit 79% Verbrennung mit 0,99 Mio. PE → Verbesserung der Ökobilanz um 33%).

Sollten die MVA-Schlacken und Flugaschen behandelt werden, verbessert sich die Gesamtökobilanz, und sinkt von 0,99 auf 0,02 Mio. PE. Es muss an dieser Stelle betont werden, dass bei dieser Berechnung keine Deponierung von Verbrennungsrückständen berücksichtigt wird. Dieser Wert zeigt aber auf, welchen Einfluss diese Behandlung auf die Änderung des Gesamtergebnisses auswirkt.

5.3.2.7. Abfallzusammensetzung Für Vergleichszwecke wurde die Berliner Abfallzusammensetzung aus der Abfallbilanz 2008 eingesetzt (SGUV 2008). Diese wird im Anhang 12-35 grafisch dargestellt. Die Unterschiede aus dem Vergleich zweier Abfallzusammensetzungen werden weiter erläutert. In Berliner Abfallzusammensetzung im Vergleich zum betrachteten ZV Dolina gibt es (s. Tabelle 5.13):

• mehr Organik um 14,9%, Feinfraktion um 5,8%, Verbunde um 1,1%, Textilien um 1,6%

• weniger Papier um 10,6%, Kunststoffe um 8,4%, Glas um 2,2%, Metalle um 2,9%, Holz um 1,7%, gefährliche Abfälle um 0,7%

Tabelle 5.13: Vergleich der Abfallzusammensetzung im ZV Dolina und Berlin, Angaben in %

%-Unterschied im Vergleich zum ZV Dolina

Abfallzusammensetzung ZV Dolina % Abfallzusammensetzung

Berlin % bezogen

auf Abf.Zus.

Wert Berlin

/ ZV Dolina

Grünabfälle, Bioabfälle 27 Organik 41,9 +14,9 55%

PPK 22 Papier, Pappe 11,4 -10,6 48%

Kunststoffe 15 Kunststoffe 6,6 -8,4 56%

Feinfraktion 10 sonstige Stoffe, Reststoffe 15,8 +5,8 42%

Verbundmaterialien 8 Verbunde 9,1 +1,1 14%

Glas 9 Glas 6,8 -2,2 25%

Metalle 5 Metalle 2,1 -2,9 58%

Textilien 2 Textilien 3,6 +1,6 80%

Holz 2 Holz 0,3 -1,7 85%

gefährliche Abfälle < 1 Problemabfälle 0,3 -0,7 300%

Summe 100 Summe 100 - - Quelle: Eigene Darstellung nach KZG (2006) und SGUV (2008) Aus dem Vergleich zweier Ökobilanzen mit ZV Dolina- und Berliner-Abfallzusammensetzung ergeben sich gravierende Einflüsse auf die Ergebnisänderung in allen EA. Diese rangieren zwischen -13% (in EA- 2) bis hin zu -95% (EA- 3) zugunsten der Berliner Abfallzusammensetzung (vgl. Tabelle 5.12).

Den größten Einfluss auf diese Unterschiede kann v.a. der kleinere Anteil an gefährlichen Abfällen, Papier und Kunststoff sowie der größere Anteil an Organik und Feinfraktion (vgl. Tabelle 5.13). In der EA- 3 wird dieser 95%-ige Einfluss u.a. durch mehr Kunststoffe und Textilien zur Verbrennung verursacht. In der EA- 2 mit relativ großen rückgewonnenen Wertstoffmengen bei beiden Zusammensetzungen werden die Unterschiede geringer und betragen 13%. In den EA- 0 und EA- 1 mit hohen Abfallmengen zur Deponierung resultiert der Einfluss 25% und 20% aus weniger gefährlichen Abfälle (Schadstoffe im Boden) und Papier (Methanpotenzial) (vgl. Abbildung 5.12).

5.3.2.8. Energienutzung Nach der Änderung von Energienutzungsaparametern (0-100% Wärme oder 100-0% Strom oder keine Gasfassung) bei der Deponierung (EA- 0, EA- 1 und EA- 2) ergibt sich der Einfluss in Höhe ±1%. Somit bleibt die Energienutzung aus der Deponierung eine relativ unbedeutsame Variable für die gesamte Ökobilanz (s. Tabelle 5.12).

Bei der Änderung von Energiewirkungsgradparametern in der MVA nach Angaben von Zechner (2008) ergibt sich ein großer Einfluss auf die Änderung der Ergebnisse. Bei der der 0% Wärme- und 21,6% Stromherstellung verbessert sich das Ergebnis um 33%. Bei der 40% Wärme und 13,8% Stromherstellung bewirkt diese Änderung eine 66%ige Verbesserung der Ökobilanz (s. Tabelle 5.12).

5.3.2.9. Zusammenfassung von Sensitivitätsanalyse in ÖBM: Aus der zusammenfassenden Auswertung der Ökobilanz-Sensitivitätsanalyse lässt sich erkennen:

• Lediglich die Steigerung der Abfallmengen weist einen linearen Zusammenhang mit dem Ergebnis der Ökobilanz auf (z. B. 5%iger Zuwachs an Abfällen verursacht eine 5%ige Steigerung des Ergebnisses in jeder EA).

• Die Aussortierung der Wertstoffe (Haushalte, Anlagen) hat kaum Einfluss auf das Ergebnis. Der größte Einfluss der Sortierung resultiert in der EA-2 mit einer entsprechend 10%igen Steigerung des Sortierungsgrades und 4,30%igen Senkung des Ergebnisses.

• Die Steigerung der Abfalltransporte um das Zweifache hat also keinen großen Einfluss mit < + 1% auf das gesamte ÖBM-Ergebnis in allen EA.

• Die Änderung der HH-Abfallzusammensetzung kann die ÖBM-Ergebniswerte wesentlich ändern; nicht aber die Rangfolge der EA.

• Die stoffliche Verwertung von Wertstoffen hat wegen geringer eingesetzter Wertstoffmengen ebenfalls kaum Einfluss auf eine Verbesserung/Verschlechterung der Ergebnisse.

• Von großer Bedeutung erweist sich die Energienutzung aus einer MVA. Bei der Kombination von Wärme (40%) und Strom (rd. 14%) wird eine Ergebnisverbesserung von rd. 66% erreicht. Die Energienutzung aus der Deponieanlage, unabhängig vom %igen Anteil an Wärme und Strom, bewirkt einen geringen Einfluss (rd. 1%) auf das ÖBM-Ergebnis und kann somit vernachlässigt werden.

• Nur eine fundamentale Änderung des Entsorgungsweges selbst (thermische Verwertung vs. Deponierung) hat einen signifikanten Einfluss auf das Ökobilanzergebnis.

5.3.3. Sensitivitätsanalyse in der NWA - technische Aspekte Bei der Durchführung der Sensitivitätsanalyse wird auf die Änderung der Gewichtungen der Bewertungskriterien und Indikatoren zueinander verzichtet. Dies ist damit zu begründen, dass die Gewichtung aus einer Umfrage mit Experten und kommunalen Entscheidungsträgern resultiert und deshalb als kommunenspezifische Meinung zu betrachten ist. Im Bereich Technik werden alle Kriterien als Variable verwendet und in der Tabelle 5.14 zusammen mit Einflussveränderung dargelegt. Tabelle 5.14: Einfluss der Änderung der Variablen auf das Ergebnis der NWA für technische Kriterien nach einzelnen EA im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in %

Variable EA- 0 EA- 1 EA- 2 EA- 3 Variation von T.1 um 10% → Wirkung auf das Ergebnis in ± 4,552 ± 3,6 ± 2,6 ± 2,3 Variation von T.2 um 10% → Wirkung auf das Ergebnis in ± 0,7 ± 1,3 ± 2,9 ± 2,9 Variation von T.3 um 10% → Wirkung auf das Ergebnis in ± 1,4 ± 1,3 ± 0,9 ± 0,9 Variation von T.4 um 10% → Wirkung auf das Ergebnis in ± 1,3 ± 1,6 ± 1,6 ± 2,1 Variation von T.5 um 10% → Wirkung auf das Ergebnis in ± 1,0 ± 1,2 ± 1,1 ± 1,1 Variation von T.6 um 10% → Wirkung auf das Ergebnis in ± 1,2 ± 0,9 ± 0,8 ± 0,8

T.1 Entsorgungssicherheit eines Entsorgungssystems; T.2 Kapazität der Abfallbehandlungsanlagen; T.3 Auslastung der Abfallbehandlungsanlagen und Sammelunternehmen; T.4 Produkterzeugungseffizienz; T.5 technische Effizienz der Sammlung; T.6 technische Flexibilität der Sammelsysteme

52 Die +.-10% Vorgabevariation von „…Entsorgungssicherheit eines Entsorgungssystems…“ ergibt +.-4,5% Ergebnisvariation in der EA- 0 bei der Unveränderbarkeit sonstiger Größen. Folgender Berechnungsmodus gilt: Eine 10%-ige Erhöhung der „…Entsorgungssicherheit eines Entsorgungssystems …“ (NW=129 · 1,1 = 141,9; Unterschied 12,9) zieht eine 4,5%-ige Erhöhung des Gesamtnutzwertes in EA- 0 nach sich (286,5 + 12,9 = 299,4; 299,4 / 286,5 = rd. 4,5%); vgl. dazu Größen aus der Tabelle 5.14.

Die Auswertung der Tabelle 5.14 zeigt, dass sich zwei wesentliche Kriterien für die Ergebnisveränderung ergeben, und zwar:

• die „…Entsorgungssicherheit im Entsorgungssystem…“ und • die „…Kapazität der Abfallbehandlungsanlagen…“

Die Änderung der genannten Kriterien um ±10% beeinflusst die Änderung der Gesamtnutzwerte um mindestens 2% (die einzige Ausnahme macht die Änderung der Kapazitäten in der EA-0 mit Änderung des Ergebnisses um lediglich < 1%). Die Änderung sonstiger Kriterien hat auf das Gesamtergebnis kaum Auswirkung (mit maximal 1,4%iger Änderung im Kriterium „…Auslastung der Abfallbehandlungsanlagen und Sammelunternehmen…“ in der EA- 0) und kann somit vernachlässigt werden. Die niedrigen Einflusswerte anderer Kriterien lassen sich wie folgt begründen. Beispielsweise in der EA- 0 zum Gesamtnutzwert 286,5 tragen die Kriterien wie folgt bei: T.1 mit NW = 129 zu 45%; T.2 mit NW = 20 zu 7%; T.3 mit NW = 40 zu 14%; T.4 mit NW = 36 zu 12,6%; T.5 mit NW = 28,5 zu 10%; T.6 mit NW = 33 zu 12% (vgl. dazu Abbildung 5.11)

5.3.4. Sensitivitätsanalyse in der NWA - soziale Aspekte Wie auch bei den technischen Aspekten wird hier die Gewichtung von Kriterien und Indikatoren nicht simuliert. Als Variable werden aber alle Kriterien einbezogen (s. Tabelle 5.15). Aus der Tabelle 5.15 lassen sich folgende Erkenntnisse ableiten: Nur die Änderung der beiden nachstehenden Kriterien zeigen in allen EA einen > 2%-Einfluss auf das Ergebnis:

• die „…Akzeptanz der Einwohner…“ und • das „…Bürgerengagement und –Einstellung…“

Über die Erhöhung der Akzeptanz und des bürgerlichen Engagements wird eine wesentliche Verbesserung für das Entsorgungssystem erreicht. Der Einfluss der Veränderung über die anderen Kriterien auf das Ergebnis fällt mit <2% kaum ins Gewicht. Die niedrigen Werte anderer Kriterien werden durch eine große Kriterienzahl verursacht. Beispielsweise in der EA- 0 zum Gesamtnutzwert 191,8 tragen die Kriterien wie folgt bei: S.1 mit NW = 73,5 zu 38%; S.2 mit NW = 30 zu 15,6%; S.3 mit NW = 20 zu 10,4%; S.4 mit NW = 32 zu 16,7%; S.5 mit NW = 36,3 zu 18,9% (vgl. dazu Abbildung 5.18).

Tabelle 5.15: Einfluss der Änderung der Variablen auf das Ergebnis der NWA für soziale Kriterien nach einzelnen EA im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in %

Variable EA- 0 EA- 1 EA- 2 EA- 3 Variation von S.1 um 10% → Wirkung auf das Ergebnis in ± 3,853 ± 3,2 ± 2,5 ± 2,3 Variation von S.2 um 10% → Wirkung auf das Ergebnis in ± 1,6 ± 2,2 ± 3,3 ± 3,4 Variation von S.3 um 10% → Wirkung auf das Ergebnis in ± 1,1 ± 1,0 ± 1,3 ± 1,7 Variation von S.4 um 10% → Wirkung auf das Ergebnis in ± 1,9 ± 2,1 ± 1,8 ± 1,4 Variation von S.5 um 10% → Wirkung auf das Ergebnis in ± 1,6 ± 1,5 ± 1,3 ± 1,3

S.1 Akzeptanz der Einwohner; S.2 Bürgerengagement und –einstellung; S.3 Sicherung der Arbeitsplätze im Entsorgungssystem; S.4 Leistungsqualität der Abfallbehörde; S.5 Leistungsqualität der Sammelunternehmen

5.4. Optimierungspotenziale für Entsorgungssysteme für Haushaltsabfälle in Polen

5.4.1. Optimierungsansatz Als eine Optimierung wird nach Kallrath (2002) „…der Vorgang hinsichtlich eines vorgegebenen Zieles (hier abfallwirtschaftlicher Ziele) bzw. einer Zielfunktion (hier „…distance-to-target…“-Ansatz) bezeichnet, die beste EA zu eruieren und nachzuweisen, dass damit eine optimale Lösung gefunden wurde…“. Die Erreichbarkeit eines Ziels bzw. des Zielwertes ist ein Kriterium für die Höhe eines Optimierungspotenzials.

Wird ein Ziel in einem gegebenen Zeitraum als schwer zu erreichen / weit von dem angestrebten Zielwert bezeichnet, ist ein Optimierungspotenzial NIEDRIG.

53 Die +.-10% Vorgabevariation von „…Akzeptanz der Einwohner…“ ergibt +.-3,8% Ergebnisvariation in der EA- 0 bei der Unveränderbarkeit sonstiger Größen. Folgender Berechnungsmodus gilt: Eine 10%-ige Erhöhung der „…Akzeptanz der Einwohner…“ (NW=73,5 • 1,1 = 80,85; Unterschied 7,35) zieht eine 3,8%-ige Erhöhung des Gesamtnutzwertes in EA- 0 nach sich (191,8 + 7,35 = 199,15; 199,15 / 191,8 = rd. 3,8%) ; vgl. dazu Größen aus der Tabelle 5.15

Ist ein Ziel relativ einfach zu erreichen / dem angestrebten Zielwert nahe kommend, wird das daraus resultierende Optimierungspotenzial als HOCH definiert.

Aus dem Optimierungsansatz sollen sich nun solche Handlungsmöglichkeiten ergeben, die dem angestrebten Zielzustand möglichst nahe kommen. Der Optimierungsansatz erfolgt hier dreischrittig und umfasst:

• Untersuchung der (gefundenen / betrachteten) Lösungen: o Analyse der durchgeführten Frageaktionen. Die Resultate aus

erteilten Antworten decken Optimierungsfelder innerhalb einzelner Bewertungskriterien und zugeordneter Indikatoren auf.

o Daraus können dann Optimierungspotenziale für Entsorgungsakteure und Prozesse abgeleitet werden.

• Ableitung weiterer Größen:

o Diese erhält man durch eine Gegenüberstellung und dem Vergleich der quantitativen und qualitativen abfallwirtschaftlichen Ziele (vgl. Kapitel 2.7.) mit dem Ist-Zustand (EA- 0) nach dem „…Distance-to-Target…“ Ansatz (aus den Zielen der Abfallwirtschaft abgeleitet).

o Ebenso resultieren wichtige Größen aus den Ergebnissen der Sensitivitätsanalyse. Mit dieser wurden die Kriterien mit dem bedeutendsten Einfluss auf die Ergebnisse der Bewertungsmethoden eruiert. Damit können nun Optimierungspotenziale vor allem innerhalb der Bereiche und Entsorgungsprozesse identifiziert werden.

• Durchführung der Sensitivitätsanalyse für die Promethee Methode

und Überprüfung: o der gefunden optimalen Lösung o der Robustheit des Ergebnisses als Auswahl einer optimalen

Alternative Um ein Entsorgungssystem zu verbessern, müssen Optimierungspotenziale identifiziert werden. Unter diesen werden in der vorliegenden Arbeit Möglichkeiten und Wege zur Verbesserung eines Entsorgungssystems im Vergleich zur gegebenen Ausgangssituation verstanden, und zwar:

• für Entsorgungsakteure – aus Fragebögen und aus den Zielen der Abfallwirtschaft

• für Entsorgungsprozesse – ebenso aus Fragebögen, aus den Zielen der Abfallwirtschaft und zusätzlich aus der Sensitivitätsanalyse

• für Bereiche – aus den Methoden und der Sensitivitätsanalyse

5.4.2. Optimierungspotenziale für den betrachteten ZV Dolina

5.4.2.1. Untersuchung der Lösung durch Auswertung der Frageaktionen In der Abbildung 5.25 wird die Anzahl der Antworten nach erreichter Punktezahl aus Fragebögen für soziale Aspekte innerhalb der EA dargestellt. Daraus ergibt sich, dass im Ausgangsszenario (EA- 0) aus insgesamt 23 gestellten Fragen KEINE Antwort mit fünf, und lediglich drei Antworten mit vier Punkten gegeben wurden. Die meisten Antworten lagen im unteren Bereich mit 2 und 1 Punkt. Zum Vergleich wurden die EA- 2 und EA- 3 wie folgt bewertet:

• mit fünf Punkten – zwei Antworten (nur in der EA- 3) • mit vier Punkten – jeweils eine Antwort • mit drei Punkten – EA- 2 / zwölf und EA- 3 / acht Antworten • mit zwei Punkten – EA- 2 / sechs und EA- 3 / fünf Antworten und • mit einem Punkt – EA- 2 / vier und EA- 3 / drei Antworten

Die erzielten Ergebnisse (Antworten auf die Fragen mit 2 und 1 Punkt) in der EA-0 lassen sich damit erklären, dass kein Indikator existiert, der die maximale Punktezahl erhalten kann und damit als sehr gut, sehr hoch, sehr wichtig etc. (je nach angewandter Skala; vgl. dazu Kapitel 4.5.5.3.) bewertet werden darf. Hieraus lässt sich auch der niedrigste Nutzwert unter allen EA begründen.

0 0 023 3

EA-0 EA-1 EA-2 EA-3

Anzahl Antworten mit 5 Punkten Anzahl Antworten mit 4 PunktenAnzahl Antworten mit 3 Punkten Anzahl Antworten mit 2 PunktenAnzahl Antworten mit 1 Punkten

Abbildung 5.25: Anzahl Antworten im Bereich Soziales nach erreichter Punktezahl nach einzelnen EA im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in Anzahl

Die Antworten nach einzelnen Indikatoren können interpretiert und daraus die Optimierungspotenziale für Entsorgungsakteure und -prozesse abgeleitet werden.

Ein Beispiel dafür ist der Indikator S. 2.4 „…Illegale Ablagerungen der Abfälle im Entsorgungsgebiet…“ (hier ist der ZV Dolina gemeint) im Bewertungskriterium „…Bürgerengagement und Bürgereinstellung…“. Im Ausgangsszenario (EA- 0) wurde dieser Indikator bei der durchgeführten Befragung kommunaler Zuständigen mit „…sehr hoch…“ bewertet.

Dies weist darauf hin, dass informelle Ablagerung im Entsorgungsgebiet tatsächlich ein großes Umweltproblem darstellt. Damit resultiert ein klares Optimierungspotenzial für den jeweiligen Entsorgungsakteur / Einwohner in Bezug auf diesen Indikator.

Ein anderes Beispiel für die Optimierung des Entsorgungsprozesses liefert der Indikator „…Sauberkeit der Abfallsammlung…“ im Kriterium „…Leistungsqualität der Sammelunternehmen…“ mit der Vergabe von zwei Punkten.

Aus der Antwort „…niedrig…“ lässt sich der Verbesserungsbedarf in Bezug auf die heutige Sauberkeit der Sammlung festlegen. Dieselbe Vorgehensweise kann für jeden Indikator wiederholt werden.

In der Abbildung 5.26 wird die Anzahl der Antworten für technische Aspekte nach erreichter Punktezahl innerhalb der EA dargestellt.

2 26 7

3 06 5

EA-0 EA-1 EA-2 EA-3

Anzahl Antworten mit 5 Punkten Anzahl Antworten mit 4 Punkten

Anzahl Antworten mit 3 Punkten Anzahl Antworten mit 2 Punkten

Anzahl Antworten mit 1 Punkten

Abbildung 5.26: Anzahl Antworten im Bereich Technik nach erreichter Punktezahl nach einzelnen EA im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in Anzahl

Auf insgesamt 25 Fragen wurden in der EA- 0 zwei Antworten mit fünf, sieben mit vier, sechs mit drei, vier mit zwei und sechs mit einem Punkt beantwortet. Im Vergleich zu anderen Alternativen (bspw. in der EA- 2 – sechs mit fünf und in der EA- 3 – sieben mit fünf Punkten) sehen die Ergebnisse nicht allzu positiv aus. Für die EA- 0 lässt sich ableiten, dass hier ein niedriges Optimierungspotenzial für technische Kriterien besteht, trotz des Auftretens von insgesamt neun Antworten in dem höheren Bereich (mit über 4 Punkten)

Ein Beispiel dafür ist der Indikator T.4.5. „…Wertstofffraktionen pro Mg Abfall…“ im Kriterium „…Effizienz bei der Produkterzeugung aus Entsorgungsprozessen…“, dem nur 1 Punkt von den Befragten gegeben wurde.

Im Vergleich dazu wurden die anderen EA mit „…hoch…“ bzw. „…sehr hoch…“ eingestuft. Das bedeutet, dass in Bezug auf die Entsorgungsprozesse ein hohes Optimierungspotenzial vorliegt. Ähnlich wie bei sozialen Aspekten können Indikatoren bei technischen Aspekten auch innerhalb der EA untereinander verglichen werden. Darüber können dann wiederum die Optimierungspotenziale bestimmt werden.

An dieser Stelle lässt sich bereits schließen, dass die Antworten mit einer Punktezahl unter 3 innerhalb der EA (vgl. dazu entwickelte Skalen in der Tabelle 4.24) von der Kommune genauer in Augenschein zu nehmen sind (Anlass zu einer gewissen Sorge). Beispielsweise wurden im Ausgangszenario (EA- 0) in den beiden untersuchten Bereichen Technik und Soziales insgesamt 29 „…Sorgeindikatoren…“ festgelegt.

5.4.2.2. Ableitung weiterer Größen aus Zielen der Abfallwirtschaft Zur Bestimmung der Optimierungspotenziale aus Zielen der Abfallwirtschaft werden nun die in Kapitel 2.7. aufgelisteten quantitativen und qualitativen Ziele näher betrachtet. Die Zusammenstellung abfallwirtschaftlicher Ziele aus den EU-Vorgaben und aus den nationalen und dem regionalen Abfallwirtschaftsplan mit deren Erfüllungsgrad nach dem Distance-to-Target Ansatz im betrachteten ZV Dolina wird in den Tabellen 5.16-5.18 zusammengefasst. Aus der Tabelle 5.16 ergibt sich im Hinblick auf die quantitativen Ziele:

• Aus den 5 genannten Zielen in der Ausgangssituation ist kein einziges kurzfristig (bis 2010) zu realisieren. Das bedeutet in der Folge besonders niedrige Optimierungspotenziale für die kommunale Abfallwirtschaft.

• Ziele 1, 2 und 3 sind ohne Inbetriebnahme neuer Entsorgungsanlagen zur thermischen und biologischen Verwertung bis 2014 nicht erreichbar. Damit verbunden ist demnach die hohe Dringlichkeit bzgl. der Entscheidung für neue Abfallbehandlungsanlagen im angestrebten ZV Dolina.

• Ziel 4 zeigt, dass mit der derzeitigen EA eine nur zu 80% organisierte Abfallsammlung / Erfassung und eine Optimierung zu noch rd. 20% für die Kommune besteht. Den Kommunen ist hier eindeutig zu empfehlen, die Änderung der Verantwortlichkeitsstruktur zu fördern. Ohne direkt ausführbare Verantwortung und klare Kompetenzaufteilung (sogar mit verstärkten kommunalen Kontrollen und Sanktionen) ist die Bürgeranschlussquote nicht durchzusetzen. Die auf diese Weise verbesserte Höchstentsorgungsgebührenerhebung würde sich positiv auf kommunale Haushaltsplanung, Abfallgebührenstruktur und Entsorgungskalkulation, Gebührenmodelle und Kostenrechnung auswirken, also ein zusätzlicher Nutzen für die Kommune.

• Ziel 5 zeigt, dass die stoffliche Verwertung von Altpapier und Altglas mit rd. 60% bis 2014 als sehr schwer realisierbar zu bezeichnen ist. Erst nach der Realisierung einer getrennten Sammlung (4. qualitatives Ziel – vgl. Tabelle 5.17) besteht die Chance zur Erreichung der gesetzten Erwartungen. Es ist deshalb geboten, das bestehende Kommunalgesetz schnellstmöglich zu ändern, d.h. Neuordnung der Durchführung der getrennten Wertstoffsammlung und Förderung von günstigeren Höchstentsorgungsgebühren.

Tabelle 5.16: Zusammenstellung quantitativer Ziele der Abfallwirtschaft mit Optimierungspotenzialen im betrachteten ZV Dolina im Zeitraum bis 2020, Angaben in % und Tsd. Mg

QUANTITATIVE ZIELE Ist-Werte Soll-Werte bis: OP

NAME / JAHR 2006 2010 2013 2014 2020

2006 zu 2010

(2010=100%)

Bewertung der Zielerreichung

1 Ziel → Reduzierung der zu deponierenden Menge an biologisch abbaubaren kommunalen Abfällen (Basisjahr 1995) - RP (Tsd.Mg) 2,2 12 24 - 30 9,8 - RP (%) 1,8 25 50 - 65 98,2

2. Ziel → Reduzierung zu deponierender Abfallmengen

- RP (Tsd.Mg) 121 - - 63 - (zu 2014) 58

- RP (%) 96,3 - - 50 - (zu 2014)

3. Ziel → biol. bzw. therm. Entsorgung bioabbaubarer Abfallfraktion

- RP (Tsd.Mg)¹ 0,3 4,6 15 - - 4,3 - RP (%) 0 35 58 - - 100

4. Ziel → 100%iger Anschlussgrad an die organisierte Entsorgung

- AP (Tsd. E) 114 142 - - - 28 - AP (%) 80 100 - - - 20

5. Ziel → stoffliche Verwertung

- SV von AG aus 11,3 Tsd.Mg Glas in HH-Abfällen (Tsd.Mg)

1,3 min. 5,5 - 6,8 - 4,2

- SV von AG (%) 12 min. 49 - min. 60 - 88

- SV von AP aus 28 Tsd. Mg Papier in HH-Abfällen (Tsd.Mg)

1,2 min. 15 - 60 -

- SV von AP (%) 4,3 min.54 - min. 60 - 95,7

X – schwer erreichbar, niedriges OP, Zielereichungsgrad < 33% XX – sehr schwer erreichbar, sehr niedriges OP, Zielereichungsgrad 34-66% XXX – ohne Erfüllung bestimmter Bedingungen nicht erreichbar, kein OP, Zielereichungsgrad > 67% OP – Optimierungspotenzial; RP – Reduktionspotenzial; AP – Anschlusspotenzial; SV – stoffliches Verwertungspotenzial; E - Einwohner

¹ Annahme: Bioanteil in HH-Abfällen beträgt 50%, aus 126 Tsd. Mg HH-Abfallaufkommen machen 63 Tsd. Mg Bioabfälle

Quelle: Eigene Darstellung und Bewertung in Bezug auf abfallwirtschaftliche Ziele aus der Tabelle 2.7 Sollte eine der betrachteten EA bis Ende 2013 eingesetzt werden, werden hier die Optimierungspotenziale nach dem Distance-to-Target Ansatz für einzelne quantitative Ziele der Abfallwirtschaft berechnet. Die Tabelle 5.17 stellt den berechneten Zielerreichungsgrad dieser Zielvorgaben nach EA dar.

Tabelle 5.17: Zusammenstellung des Zielerreichungsgrads der Zielvorgaben quantitativer Ziele bis Ende 2013 nach EA mit Optimierungspotenzialen im betrachteten ZV Dolina im Zeitraum bis 2013, Angaben in % und Tsd. Mg

Erreichungsgrad der Zielvorgabe bis Ende 2013

Ziel 1 Ziel 2 Ziel 3 Ziel 4 Ziel 5 (2014)

Vorgabe 24 Tsd. Mg

(2014) 63 Tsd. Mg

15 Tsd. Mg 58%

142 Tsd. E 100%

28 Tsd. Mg 60% AP

11,3 Tsd. Mg

60% AG

8,7 Tsd. Mg 36%

sehr niedriges OP – 64%

11 Tsd. Mg 17%

3,2 Tsd. Mg 21%

142 Tsd. 100%

Ziel erreicht

AP 5,6 Tsd. Mg; 20%

AG 3 Tsd. Mg;

27% sehr niedriges

OP – 73%

23,2 Tsd. Mg 96%

niedriges OP – 4%

40 Tsd. Mg 63%

3,2 Tsd. Mg 21%

142 Tsd.E 100%

Ziel erreicht

AP 17,6 Tsd. Mg; 63%

sehr niedriges OP 37%

AG 7,6 Tsd.

Mg; 67% niedriges OP –

EA- 3 50 Tsd. Mg

+108% Ziel erreicht

93 Tsd. Mg +47%

Ziel erreicht

98 Tsd. Mg zur MVA,

dv. 42% biol.abbaubar;

41+ 3,2 zur

Kompostierung = 44,2 Tsd. Mg

194% Ziel erreicht

142 Tsd. E 100%

Ziel erreicht

AP 17,6 Tsd. Mg; 63%

sehr niedriges OP 37%

AG 7,6 Tsd.

Mg; 67% niedriges OP -

2013 = 100%; OP = Zielerreichungsgrad in der ausgewählten EA zur Zielangabe (%; Tsd. Mg; Tsd. E) in 2013

X – schwer erreichbar, niedriges OP, Zielereichungsgrad < 33% XX – sehr schwer erreichbar, sehr niedriges OP, Zielereichungsgrad 34-66% XXX – ohne Erfüllung bestimmter Bedingungen nicht erreichbar, kein OP, Zielereichungsgrad > 67% Quelle: Eigene Darstellung

Die Tabelle 5.17 ergibt, dass die quantitativen Ziele der Abfallwirtschaft erreicht werden können wie folgt:

• in der EA- 1 – nur im Ziel 4 • in der EA- 2 – im Ziel 1 (fehlen 4%) im Ziel 4 und • in der EA- 3 – in allen Zielen ohne Ziel 5

Aus den genannten Zielen lediglich das Ziel 4 kann in allen EA erfüllt werden. Das Ziel 5 ist in allen EA bei unveränderten Rahmenbedingungen nicht möglich zu erreichen. Der Erreichungsgrad der Ziele 1,2 und 3 hängt mit der Inbetriebnahme der neuen Abfallbehandlungsanlagen. In der Tabelle 5.18 werden nun qualitative Ziele der Abfallwirtschaft mit entsprechenden Optimierungspotenzialen zusammenfassend dargestellt. Tabelle 5.18: Zusammenstellung qualitativer Ziele der Abfallwirtschaft mit Optimierungspotenzialen im betrachteten ZV Dolina

QUALITATIVE ZIELE DER ABFALLWIRTSCHAFT ZEITRAUM OPTIMIERUNGS

-POTENZIAL BEWERTUNG DER ZIELERREICHUNG

1. Ziel → Schließung der nicht-EU konformen Deponien alle bis 2010 hoch bis 2010 √

2. Ziel → Schaffung von Absatzmärkten für Wertstoffe k.A. hoch

√ (bei entsprechender

Wertstoffqualität)

3. Ziel → Bau einer regionalen Müllverbrennungsanlage

ab 2010 in Betrieb sehr niedrig XXX

4. Ziel → getrennte zu sammelnde Fraktionen: Papier, Glas, trockene und Nassabfälle

k.A. hoch √

5. Ziel → Durchführung ökologischer Aufklärungsaktivitäten k.A. hoch √

6. Ziel → Reduzierung der illegalen / wilden Ablagerung der Abfälle k.A. sehr niedrig XX

7. Ziel → Aufbau einer Abfalldatenbank bis 2010 hoch √

8. Ziel → Verstärkung der energetischen Verwertung aus Abfällen

bis 2010 sehr niedrig XXX

√ - erreichbar X - schwer erreichbar XX - sehr schwer erreichbar XXX - nicht erreichbar

Quelle: Eigene Darstellung und Bewertung in Bezug auf abfallwirtschaftliche Ziele aus der Tabelle 2.8

Im Gegensatz zu den quantitativen Zielen sind die hier genannten als eher erreichbar zu bewerten. Folgende Erkenntnisse konnten gewonnen werden:

• Aus den acht genannten Zielen sind fünf (Ziele 1, 2, 4, 5 und 7) als realistisch erreichbar zu bewerten. Hieraus bestehen hohe Optimierungspotenziale wie folgt: o Ziel 1 – die weitere konsequente Schließung der Deponien ist zu

fördern. o Ziel 2 – die Wertstoffe können erfolgreich vermarktet werden, solange

entsprechende Qualität aus Sortierungsprozessen erreicht wird. o Ziel 4 – eine dringende Einführung der getrennten Sammlung von

Wertstoffen ist zu befürworten. o Ziel 5 – die Kommunen sind veranlasst, verstärkte

Aufklärungsaktivitäten hinsichtlich der Inbetriebnahme alter/neuer Entsorgungsanlagen durchzuführen.

o Ziel 7 – Aktionen zum Aufbau einer kommunalen, regionalen Abfalldatenbank sind zu empfehlen.

• Die Erreichung der Ziele 3 und 8 ist mit dem Bau einer Anlage zur thermischen Verwertung von Abfällen und Reduzierung der zu deponierbaren Abfallmengen (quantitatives Ziel 2) verbunden. Gerade die Erfüllung der Anforderungen der Deponierichtlinie bis 2010 (sogar bis 2014) ist hoch gefährdet und kaum erreichbar. Umsomehr ist die Realisierung einer MVA für die Kommune dringlich.

• Ziel 6 ist als schwer erreichbar zu bezeichnen. Dies ist auf die Tatsache zurückzuführen, dass aufgrund der steigenden Deponiesteuer (vgl. Kapitel 3.1 mit der Erklärung zur Deponiesteuer) und damit der Höchstentsorgungsgebühren weiterhin mit massiven informellen Entsorgungspraktiken gerechnet werden muss. Das bedeutet für die Kommune ein weiteres Optimierungsfeld, mit verschärften Kontrollen und Sanktionen.

Da die Optimierungspotenziale qualitativer Ziele bei entsprechenden Aktionen kurzfristig erreichbar sind, wird hier auf die Simulation dieser Ziele nach einzelnen EA verzichtet.

5.4.2.3. Ableitung weiterer Größen aus den Bewertungsmethoden und der Sensitivitätsanalyse Durch Änderung der sensibelsten Kriterien kann das Ergebnis innerhalb der Bereiche entsprechend verbessert / verschlechtert werden. Die Auswertung der Sensitivitätsanalyse wird in diesem Abschnitt aber nur für das Ausgangsszenario (EA- 0) nach Bereichen durchgeführt:

Im Bereich Ökonomie zeigten Abfallbehandlungskosten, Höchstentsorgungsgebühren, Einnahmen aus Entsorgungsprodukten (Wertstoffe, Energie) sowie Deponiesteuer den größten Einfluss auf das Ergebnis. Somit empfiehlt sich hier für die Kommune eine sorgfältige Strukturoptimierung der Beseitigungskosten.

Die Kommune soll die Einnahmen aus dem Entsorgungsproduktverkauf durch z. B. Qualität der Outputprodukte (Wertstoffe, Energie) je nach EA erhöhen. Die Deponiesteuer ist eine nur vorübergehende Lösung und dient zur Lenkung der Abfallströme. Somit sind diese Einnahmen als wichtig, aber zeitlich begrenzt zu betrachten, bis die Inbetriebnahme der entsprechenden Anlagen erfolgt. Die Steigerung der Höchstentsorgungsgebühren trotz ihres großen Einflusses auf die Verbesserung des Ergebnisses aufgrund der nicht absehbaren sozialen Wirkungen, ist nicht zu empfehlen. Hier empfiehlt sich der 100%-Anschluss aller Abfallerzeuger.

Wird die HH-Wertstoffsammlung an private Sammler vergeben, würden sie sich bei drastischem Preisverfall aus dem Entsorgungsgeschäft sofort zurückziehen und alles wieder der Kommune überlassen (Dierkes / Bruch 2008b).

Die weitere Verwertung und der Absatz müssten von der Kommune über Zuschüsse, d.h. durch Entsorgungsgebührensteigerungen finanziert werden. Es besteht das Risiko, dass gewisse Entsorgungswege (z. B. Kompost) komplett eingestellt werden. Die Biofraktion würde dann in die Vergärung (wenn bezahlbar) oder letztlich in die MVA einmünden. In diesem Fall würden die Verwertungsquoten nur über Zuzahlungen erfüllt.

Für den Bürger bedeutet dies Preissteigerungen, Umweltnachteile, Unübersichtlichkeit und Qualitätsverluste. Die Privatsammler wären veranlasst, massives Lohn- und Sozialdumping einzusetzen (z. B. Billiglohn-Arbeitskräfte). Die Kommune müsste entgegen den Bürgererwartungen die Geldnöte durch Änderung der Preisbildungspolitik lösen (Dierkes / Bruch 2008b). Um diese negativen Folgen zu vermeiden und ggf. zu kontrollieren, sollte die Wertstoffsammlung aus privaten Haushalten bei den Kommunen verbleiben. Die „…Abfallzusammensetzung…“, das „…Abfallaufkommen…“ und die „…Energienutzung…“ wurden als die für das Ergebnis bedeutenden Einflussgrößen im Bereich Ökologie identifiziert.

Die Änderung der Abfallzusammensetzung kann die Ergebnisse (v.a. weniger gefährliche Schadstoffe in HH-Abfällen) einer Ökobilanz deutlich verbessern. Somit muss diese Variable regelmäßig durch Untersuchungen geprüft und aktualisiert werden. Zusätzlich empfehlen sich hier für die Kommunen die Maßnahmen zur HH-Vorsortierung und Organisation der Getrenntsammlung von gefährlichen Abfällen. Jegliche Steigerung der Abfallmengen (ohne Änderung deren Zusammensetzung) verursacht eine linear steigende Umweltbelastung. Damit ist das Kriterium Abfallaufkommen besonders entscheidend für eine nachhaltige Abfallwirtschaft. Durch die Energienutzung aus einer MVA, mit der Kombination Wärme und Strom, kann das ÖBM-Ergebnis wesentlich verbessert werden. Somit empfiehlt sich für die Kommunen eine optimierte Energieherstellung bei der Inbetriebnahme von Anlagen zur thermischen Verwertung.

Als für das Ergebnis bedeutend wurde im Bereich Technik das Kriterium „…Entsorgungssicherheit des Entsorgungssystems…“ bewertet. Damit verbindet sich ein Optimierungspotenzial zur Erhöhung der Entsorgungssicherheit z. B. durch veranlasste Modernisierungen und Verringerung der Störanfälligkeit existierender Entsorgungseinrichtungen oder die Erweiterung der Kapazitäten und Inbetriebnahme neuer Entsorgungseinrichtungen. Im Bereich Soziales wurde die „…Akzeptanz der Einwohner…“ und „…Leistungsqualität der Abfallbehörde…“ als stark ergebnisbeeinflussend identifiziert. Bei der Befragung der Einwohner hinsichtlich der geplanten Anlagen (MBA und MVA) war die Akzeptanz deutlich niedriger als bei bekannten Technologien – Deponieanlage (vgl. dazu Erläuterungen zum Kriterium S.1 Einwohnerakzeptanz, Kapitel 5.1.7).

• Grundsätzlich sollen von der Kommune Optimierungsmaßnahmen zur Steigerung der Akzeptanz und der Qualität erbrachter Entsorgungsdienstleistungen ergriffen werden.

• Ein Vorschlag dazu ist eine intensive und sachorientierte Aufklärungskampagne über die Medien wie Radio, Fernsehen, Zeitschriften und Öffentlichkeitsarbeit für verschiedene Zielgruppen (direkte betroffene Anwohner, Schulkinder, Einwohner eines Entsorgungsgebietes).

5.4.2.4. Durchführung der Sensitivitätsanalyse in der Promethee Methode Nach der in Kapitel 5.4.1. angeführten Definition der Optimierung wird nun nachgewiesen, dass eine optimale EA für den ZV Dolina gefunden wurde. Diese Überprüfung erfolgt durch eine Sensitivitätsanalyse in der Promethee Methode. Es wird die Robustheit des Ergebnisses (eine gefundene optimale Alternative) wie folgt geprüft durch:

• Veränderungssimulationen von p- und q-Werten (Änderung der Akzeptanz-Wertspanne)

• Gewichtung von Kriterien Aus der ergebenen Rangfolge der Alternativen: EA- 3 > EA- 2 > EA- 1 > EA- 0 (vgl. dazu Ergebnisse in Kapitel 5.2) wird die EA- 3 als eine optimale EA für den betrachteten ZV Dolina gefunden und erkannt. Damit aber das erhaltene Ergebnis als robust bezeichnet werden könnte, wurden folgende Simulationen bei der Berücksichtigung der Kriterien aus der Tabelle 5.8 durchgeführt und in den Tabellen 5.19-5.20 dargestellt. Tabelle 5.19: Überprüfung der Robustheit des Ergebnisses der Promethee Methode (Wertspanne p=5%, q=20%) im dargestellten Bewertungsverfahren

Gewichtung der Kriterien Ergebnis – Rangfolge der EA

25% und 12,5%

Rangfolge bei Gew.Veränderung aller Kriterien: EA- 3 > EA- 2 > EA- 1 > EA- 0 Ausnahmen: direkte Kosten 25%-Gewichtung EA- 2 > EA- 3 > EA- 1 > EA- 0 indirekte Kosten 25%-Gewichtung EA- 2 > EA- 3 > EA- 1 > EA- 0

50% und 8,33%

Rangfolge bei Gew.Veränderung aller Kriterien: EA- 3 > EA- 2 > EA- 1 > EA- 0 Ausnahmen: indirekte Kosten 50%-Gewichtung EA- 2 > EA- 1 > EA- 3 > EA- 0 direkte Kosten 50%-Gewichtung EA- 1 > EA- 0 > EA- 2 > EA- 3

75% und 4,16%

Rangfolge bei Gew.Veränderung aller Kriterien: EA- 3 > EA- 2 > EA- 1 > EA- 0 Ausnahmen: direkte Kosten 75%-Gewichtung EA- 0 > EA- 1 > EA- 2 > EA- 3 indirekte Kosten EA- 2 > EA- 1 > EA- 0 > EA- 3

Gewichtung jeweils des ausgewählten Kriteriums X% (z. B. 25%), sonstige entsprechend (100%-25%)/6 (z. B. 100%-25%)/6 = 12,5%

Die Auswertung der Tabelle 5.19 ergibt, dass das Ergebnis der Promethee Methode bei der aus den Angaben kommunaler Entscheidungsträger Akzeptanzwertspanne (5%, 20%) als robust bei allen Gewichtungsvariationen (zwischen 25%-75%) zu bezeichnen ist. Somit bestätigte sich die primäre Rangfolge der EA, und zwar: EA- 3 > EA- 2 > EA- 1 > EA- 0 Die Auswertung der Tabelle 5.20 ergibt, ähnlich wie bei der vorherigen Ergebnisveränderungsauswertung, dass das Ergebnis der Promethee Methode bei diesmal hypothetischer Akzeptanzwertspanne (10%, 30%) als robust bei allen Gewichtungsvariationen (zwischen 25%-75%) zu bezeichnen ist. Die Ausnahmen (bei der Wertspannveränderung p=5-10% und q=20,30%) traten bei den direkten und indirekten Kosten auf, wenn diese mit 50% und 75% gewichtet wurden. Die Rangfolge der EA änderte sich zugunsten der EA- 2 (indirekte Kosten) und EA -1 (direkte Kosten). Tabelle 5.20: Überprüfung der Robustheit des Ergebnisses der Promethee Methode (Wertspanne p=10%, q=30%) im dargestellten Bewertungsverfahren

Gewichtung der Kriterien Ergebnis – Rangfolge der EA

25% und 12,5% Rangfolge bei Gew.Veränderung aller Kriterien: EA- 3 > EA- 2 > EA- 1 > EA- 0

50% und 8,33%

Rangfolge bei Gew.Veränderung aller Kriterien: EA- 3 > EA- 2 > EA- 1 > EA- 0 Ausnahmen: indirekte Kosten 50%-Gewichtung EA- 2 > EA- 3 > EA- 1 > EA- 0 direkte Kosten 50%-Gewichtung EA- 1 > EA- 0 > EA- 3 > EA- 2

75% und 4,16%

Rangfolge bei allen Kriterien: EA- 3 > EA- 2 > EA- 1 > EA- 0 Ausnahmen: indirekte Kosten 50%-Gewichtung EA- 2 > EA- 1 > EA- 0 > EA- 3 direkte Kosten 50%-Gewichtung EA- 1 > EA- 0 > EA- 2 > EA- 3

Gewichtung jeweils des ausgewählten Kriteriums X% (z. B. 25%), sonstige entsprechend (100%-25%)/6 (z. B. 100%-25%)/6 = 12,5%

Ergebnisse: Bei der Gewichtung von direkten und indirekten Kosten >= 50% (und Gleichgewichtung sonstiger Kriterien) ändert sich die Rangfolge der EA:

• Sollte die Kommune die direkten Kosten vorrangig (>= 50%) betrachten, ergibt sich hier die EA- 1 (mit Getrenntsammlung) als optimale Alternative.

• Werden die indirekten Kosten (bei aller Ungenauigkeit derer Messbarkeit) bevorzugt (mit >= 50%-Gewichtung), ist hier die EA- 2 (mit einer MBA) optimal zu nennen.

• In allen anderen Fällen (d.h. bei der Gewichtung < 50% oder Gleichgewichtung aller Kriterien – s. Ergebnis in Kapitel 5.2) bleibt die EA- 3 (mit einer MVA) die optimale EA.

• Die Änderung der Wertspanne (p von 5% auf 10% und q von 20% auf 30%) ändert die Rangfolge der EA nicht.

Kapitel 6 – Diskussion

6. DISKUSSION

„Nicht die Tatsachen machen das Leben schwer, sondern unsere Bewertung der Tatsachen.“

Epiktet (um 50 n. Chr. – 138)

Griechischer Stoiker und Philosoph

In Kapitel 6.1. wird ein Vergleich der methodenspezifischen Einzelnergebnisse im Bezug auf die europäischen Entsorgungssysteme gemacht. In Kapitel 6.2. erfolgt die Darstellung der Empfehlungen für eine optimale Anwendung des entwickelten Verfahrens als Bewertungs- und Entscheidungsunterstützungsinstrument in Kommunen. Dafür werden die kritischen Betrachtungen der allgemeinen Anforderungen aus dem Kapitel 3.2 an das in dieser Arbeit dargestellte Bewertungsverfahren hinzugezogen, sowie Empfehlungen für die eingesetzten Bewertungsmethoden ausgesprochen. Weiterhin werden in Kapitel 6.3. Empfehlungen aus den Ergebnissen der angewandten Bewertungsmethoden für den betrachteten ZV Dolina gegeben. Anschließend werden in Kapitel 6.4. die Schlüsse und Empfehlungen für die polnische Abfallwirtschaft und die kommunalen Entscheidungsträger gezogen. 6.1. Vergleich der Einzelnergebnisse im europäischen Kontext In diesem Kapitel werden ausgewählte Ergebnisse für ökologische und ökonomische Daten für den ZV Dolina im europäischen Kontext verglichen. Für den Vergleich von sozialen und technischen Ergebnissen liegen keine entsprechenden Daten vor.

6.1.1. Ökologische Ergebnisse Für den Vergleich von ökologischen Ergebnissen wurden 42 Szenarien für europäische Ökobilanzergebnisse von Siedlungsabfällen berücksichtigt. Diese Studien wurden im Zeitraum 2002-2008 durchgeführt (Cleary 2009). Die Einzelheiten zu den Studien sind dem Anhang 12-34 zu entnehmen. Aus diesen Studien wurden die Studien mit zwei Kategorien, Versauerung und Treibhauseffekt ausgewählt und nach Behandlungsverfahren (Deponierung, gemischte Verfahren, Verbrennung) in der Tabelle 6.1 zusammengestellt. Die Auswahl der Studien und der beiden Umweltkategorien ist damit zu begründen, dass sich nur aus den dargestellten Ansätzen diese Auswirkungen für die Vergleichszwecke mit dem ZV Dolina (hier Ergebnisse vor Normierung; mit der Easewaste berechnet) eignen (vergleichbare Systemgrenzen, funktionelle Einheit etc.).

Die in der Tabelle 6.1 dargestellten Ergebnisse für Versauerung bei der Deponierung unterscheiden sich wesentlich.

Von -0,51 kg SO2-Äq./Mg (Aye / Widjaya 2006) bis hin zu 0,99 kg SO2-Äq./Mg (Eriksson et al. (2005). Die Gründe für unterschiedliche Ergebnisse liegen wahrscheinlich darin, dass diese Ökobilanzen sowohl in unterschiedlichen Ländern (Indonesien, Brasilien) sowie auf einer anderen Ebene durchgeführt (lokal, kommunal) wurden. In der Studie von Mendes et al. (2004) mit 0,30 kg SO2-Äq./Mg wurden zusätzliche Emissionen von Infrastrukturherstellung aber keine Transportemissionen berücksichtigt. Somit ist die Vergleichbarkeit dieser Studien nicht möglich. Die spezifischen Ergebnisse für das Entsorgungssystem im ZV Dolina betragen 0,20 kg SO2-Äq./Mg. Diese Ökobilanz wurde in ähnlichen Rahmenbedingungen wie die Studie von Eriksson et al. (2005) mit dem spezifischen Ergebnis 0,99 kg SO2-Äq./Mg durchgeführt (kommunale Ebene, HH-Abfälle).

Die Unterschiede zwischen den Werten hängen wahrscheinlich damit zusammen, dass für die Ökobilanzen unterschiedliche Abfallzusammensetzungen und Technologien berücksichtigt wurden. Weiterhin werden die Ergebnisse aus gemischten Verfahren verglichen. Auch hier ist die Vergleichbarkeit kaum möglich. Dies lässt sich damit erklären, dass die vorgestellten Studien entweder keine Daten angeben (Finnveden et al. 2005 / Moberg et al. 2005), in einem anderen Land durchgeführt (Chaya / Gheewala 2007) oder unterschiedliche (und somit schwer vergleichbare) Behandlungswege berücksichtigt wurden (s. Tabelle 6.1).

Die im ZV Dolina erzielten spezifischen Ergebnisse für Versauerung betragen von 0,23 SO2-Äq./Mg (EA- 1) bis hin zu 0,35 SO2-Äq./Mg (EA- 2). Der größere Wert bei der EA- 2 im Vergleich zu EA- 0 und EA- 1 hängt damit zusammen, dass in der EA- 2 weniger Emissionen von SO2 und HF erspart und mehr H2S aus den Behandlungsprozessen im Vergleich zur EA- 0 und EA- 1 emittiert werden.

Der Vergleich von Versauerungswerten aus thermischer Behandlung ergibt, dass die Verbrennung in Kombination mit Recycling mit 1,13 SO2-Äq./Mg (Eriksson et al. 2005) und/oder Energienutzung als Fernwärme mit -2,59 SO2-Äq./Mg (Consonni et al. 2005 a, b) bessere Ergebnisse aufweisen. Bei der Verbrennung von EBS wurde sogar das spezifische Ergebnis -3,66 SO2-Äq./Mg (Arena et al. 2003) erzielt (s.Tabelle 6.1).

Im ZV Dolina wurden diese Effekte (Kombination: EBS- und Energienutzung) im Rahmen von Sensitivitätsanalyse analysiert. Bei der Verbrennung von sortierten Abfällen im untersuchten ZV (EA- 3) beträgt das spezifische Ergebnis -2,85 SO2-Äq./Mg und liegt zwischen den Werten aus den Ansätzen mit Fernwärme mit -2,59 SO2-Äq./Mg (Consonni et al. 2005 a, b)

und EBS-Verbrennung mit -3,66 SO2-Äq./Mg (Arena et al. 2003). Der Grund für große Ersparnisse im Vergleich zu anderen Szenarien ist eine Substituierung von der in den Verbrennungsprozessen erzeugter Energie (70% Wärme, 30% Elektrizität).

Eine weitere Auswertung der Tabelle 6.1 ergibt, dass beim Vergleich von Ökobilanzergebnissen für den Treibhauseffekt noch größere Unterschiede auftreten. Bei der Deponierung werden die Werte für den Treibhauseffekt zwischen 490 kg CO2-Äq./Mg (Arena et al. 2003) und 1900 kg CO2-Äq./Mg (Finnveden et al. 2005) / Moberg et al. 2005) aufgezeigt. Auch hier sind die lokalen Unterschiede (kommunal, regional, national) je nach dem Untersuchungsland (Italien, Schweden) bemerkbar (s.Tabelle 6.1).

Das spezifische Ergebnis für den Treibhauseffekt in der EA- 0 im ZV Dolina beträgt 83 kg CO2-Äq/Mg und liegt deutlich unter den Werten aus der Tabelle 6.1. Der Grund hierfür kann die Biogasnutzung (Fernwärme, Elektrizität) sein.

Beim Vergleich von gemischten Verfahren liegen die spezifischen Ergebnisse zwischen -500 kg CO2-Äq./Mg (Finnveden et al. 2005 / Moberg et al. 2005) und -3,58 kg CO2-Äq./Mg (Chaya / Gheewala 2007). Ähnlich wie bei der Deponierung spielen Faktoren wie Behandlungsverfahren und das betrachtete Land eine Rolle (s.Tabelle 6.1).

Im ZV Dolina werden die spezifischen Ergebnisse für die EA- 1 und EA- 2 mit rd. 81 CO2-Äq./Mg) aufgezeigt. Die vergleichbaren Werte in der EA- 0 mit 83 CO2-Äq./Mg und EA- 1 / EA- 2 mit 81 CO2-Äq./Mg lassen sich durch erhöhte Methanemissionen (EA- 0) und geringere Ersparnisse von N2O- und CO2-Emissionen (wegen der Sammlung von mehreren Abfallfraktionen in der EA- 2) erklären.

Aus dem Vergleich von Ökobilanzergebnissen aus thermischer Abfallbehandlung hängen die Werte stark mit dem weiteren Recycling und der Energienutzung zusammen (s. Tabelle 6.1).

Die besseren spezifischen Ergebnisse werden in den Szenarien mit Recycling (mit -740 kg CO2-Äq./Mg; Kirkeby et al. 2006) und Energienutzung – Fernwärme (-211 kg CO2-Äq./Mg im ZV Dolina und bis -212 kg CO2-Äq./Mg; Consonni et al. (2005 a, b) erzielt.

Der Unterschied beim Treibhauseffekt im ZV Dolina zwischen EA- 2 (81 CO2-Äq./Mg) und EA- 3 (-211 CO2-Äq./Mg) liegt an den Einsparungen von Methanemissionen durch die Abfallverbrennung.

Tabelle 6.1: Vergleich von Versauerung und Treibhauseffektauswirkungen nach europäischen Szenarien und betrachtetem polnischen ZV Dolina, Angaben in kg SO2-Äq./Mg und kg CO2-Äq./Mg

Entsorgungsweg Versauerung¹

(kg SO2-Äq./Mg)

Treibhauseffekt² (kg CO2-Äq./Mg)

100 Jahre Bemerkungen zur ÖBM

Deponierung Aye / Widjaya (2006) -0,51 k.A. lokale Märkte, Indonesien Arena et al. (2003) -0,44 490 regionale Ebene, Italien Eriksson et al. (2005) 0,99 508 kommunal, Uppsala

Finnveden et al. (2005) / Moberg et al. (2005) k.A. 1900

national, Schweden, ohne Zeitgrenze, „rule of thumb“

Mendes et al. (2004) 0,30 900

kommunal, Brasilien mit Emissionen von Infrastrukturherstellung, ohne Transportemissionen

ZV Dolina (EA- 0) 0,20 83

kommunal, mit Transportemissionen, ohne Infrastrukturemissionen

gemischte Verfahren

Chaya / Gheewala (2007) 1,57 -3,58 kommunal, Thailand biologische Behandlung + Deponierung

Finnveden et al. (2005) / Moberg et al. (2005) k.A. -500 biologische Behandlung +

Recycling ZV Dolina (EA- 1 / EA- 2)

0,23 bis 0,35 81 biologische Behandlung +

Recycling thermische Behandlung

Arena et al. (2003) -3,66 95 EBS-Verbrennung

Consonni et al. (2005 a,b) -2,59 -212 Verbrennung + 60% Fernwärme

Eriksson et al. (2005) 1,13 351 Verbrennung + Recycling (70%-80% AP)

Kirkeby et al. (2006) k.A. -740 Verbrennung + Recycling ZV Dolina (EA- 3) -2,85 -211 Verbrennung + 70%

Fernwärme, 30% Elektrizität ¹ Die Werte für Versauerung aus sieben Deponieszenarien, 15 gemischten Behandlungswegen (aus sechs ÖBM) und 20 MVA-Szenarien (aus sechs ÖBM); Wertspanne aus Ökobilanzen von -4,60 bis 2,37

¹ Die Werte für Treibhauseffekt aus sieben Deponieszenarien (aus sechs ÖBM), 18 gemischten Behandlungswegen (aus acht ÖBM) und 20 MVA-Szenarien (aus 7 ÖBM); Wertspanne aus europäischen Ökobilanzen von -740 bis 1900

Quelle: Eigene Zusammenstellung nach Cleary (2009) mit berechneten ÖBM-Werten aus Easewaste für den ZV Dolina

Der Vergleich von der Versauerung in kg SO2-Äq./Mg nach Cleary (2009) ergibt, dass die für das Entsorgungssystem im ZV Dolina berechneten ÖBM-Ergebnisse für Deponierung (EA- 0) mit dem spezifischen Wert 0,20 kg SO2-Äq./Mg und für

Verbrennung (EA- 3) mit dem spezifischen Wert -2,85 kg SO2-Äq./Mg innerhalb der Wertspanne für europäische Ökobilanzen (von -4,60 bis hin zu 2,37 kg SO2-Äq./Mg rangieren (vgl. Tabelle 6.1 und Cleary 2009).

Das gleiche betrifft sonstige Szenarien im ZV Dolina (EA- 1 mit 0,23 kg SO2-Äq./Mg; EA- 2 mit 0,35 kg SO2-Äq./Mg).

Die erzielten spezifischen Werte für die Versauerung im ZV Dolina und die Werte aus europäischen Ökobilanzen liegen im Rahmen von angegebenen Wertspannen aus allen Studien von Cleary (2009) vor. Die Wertspanne für den Treibhauseffekt in kg CO2-Äq./Mg in allen Studien von Cleary (2009) rangiert zwischen -740 und 1900 CO2-Äq./Mg.

Die spezifischen Werte aus dem ZV platzieren sich zwischen -211 CO2-Äq./Mg (EA- 3) bis hin zu 83 CO2-Äq./Mg (EA- 0) (s. Tabelle 6.1). Die spezifischen Werte für die Szenarien EA- 1 und EA- 2 (mit 81 CO2-Äq./Mg) liegen ebenfalls in der oben genannten Wertspanne.

Auch im Treibhauseffekt liegen die Ergebnisse der ÖBM für den ZV Dolina in der Wertspanne aus dem europäischen Vergleich.

Aus dem dargestellten Vergleich von europäischen und in diesem Bewertungsverfahren erzielten Ergebnissen (s. Tabelle 6.1) ergeben sich folgende Erkenntnisse.

Die Vergleichbarkeit von Ökobilanzergebnissen ist aufgrund von Faktoren wie Abfallzusammensetzung, angewandte Abfallbehandlungsverfahren, (Nicht-)Berücksichtigung von Emissionen von Transporten und Infrastrukturherstellung, unterschiedliche Systemgrenzen, funktionelle Einheiten, Sachbilanzmethoden etc. kaum, wenn überhaupt möglich.

Somit sind die lokalen Bedingungen für die Erstellung und Auswertung von Ökobilanzen entscheidend.

Hier empfiehlt sich für kommunale Entscheidungsträger, eigene Ökobilanzen mit einer anerkannten Methode durchzuführen und innerhalb der betrachteten Alternativen zu vergleichen. Die Ergebnisse aus den anderen Ökobilanzen dürfen nur als Beispiel, nicht als Bezug und auf keinen Fall als Entscheidungsgrundlage betrachtet werden.

6.1.2. Ökonomische Ergebnisse

6.1.2.1. Gebühren für die Abfallannahme zur Deponierung und Verbrennung In der Tabelle 6.2 werden die Gebühren für Abfallannahme zur Deponierung bzw. Verbrennung nach verschiedenen EU-Ländern zusammengestellt.

Aus dieser Tabelle ergibt sich, dass die netto Annahmegebühr an einer Deponie (ohne zusätzliche Steuer und MwSt.) in den meist berücksichtigten Ländern

niedriger im Vergleich zu einer MVA aufgrund von geringeren Gesamtkosten ist. Diese Annahmegebühr rangiert zwischen 20 €/Mg (Niederlande) und 130 €/Mg (Österreich).

Die niedrigsten Deponiegebühren gibt es in den Niederlanden (rd. 20-30 €/Mg), Dänemark (Durchschnittswerte rd. 40 €/Mg – Deponie; rd. 32 €/Mg - MVA) und Schweden (Deponie, MVA – ebenfalls rd. 40 €/Mg) (vgl. Tabelle 6.2).

Die Deponieannahmegebühren (ohne Deponiesteuer) in Polen liegen mit rd. 23 €/Mg an der untersten Grenze.

Mit der Berücksichtigung von Deponiesteuer betragen diese durchschnittlich rd. 48 €/Mg. In der Höhe sind sie immer noch geringer als in anderen Ländern (vgl. Tabelle 6.2).

Die Unterschiede der netto MVA-Annahmegebühren unter den dargestellten EU-Ländern sind erheblich (von rd. 50 €/Mg in Dänemark, Schweden, Spanien bis hin zu 308 €/Mg in Österreich) (vgl. Tabelle 6.2).

Die MVA-Annahmegebühr in Polen beträgt rd. 80 €/Mg und ist mit den Gebühren in anderen untersuchten Ländern vergleichbar.

Die wesentlichen Unterschiede in Deponie- und MVA-Annahmegebühren können damit erklärt werden, dass es mehrere Einflussfaktoren in jedem EU-Land gibt. Darunter sind beispielsweise Entsorgungsstrukturen (privat vs. öffentlich), Anzahl und Kapazitäten vorhandener Abfallbehandlungsanlagen, angewandte Technologie, Entfernungen etc. bedeutend. Diese Faktoren überschreiten den Untersuchungsrahmen dieser Studie und werden nicht näher untersucht. Tabelle 6.2: Gebühren für die Abfallannahme zur Deponierung und Verbrennung nach EU-Ländern, Angaben in €/Mg

Land; Referenzjahr

Annahmegebühren „am Tor“ Netto (€/Mg)

zusätzl. Steuer (€/Mg)

Mwst. (%)

Gesamtannahme-gebühr (€/Mg)

D 60 63,6 - 60,42

40 - 75¹ 21 136,2

Belgien (Flandern); 2006

V 100,7 7 21 128,93

D 6-58,

Durchschnitt 40 51 25 58-124; 100

Dänemark; 2007

V 12-73,

Durchschnitt 32 44 25 59-134; 84

D Deponieverbot - 19 - Deutschland; 2007

V 120 - 19 143

D 60-130 87 20 176 - 260 Österreich; 2006

V 100-250 7 20 128 - 308

D 40 40 25 80 Schweden; 2007

V 40 10-50 25 50-90

D 20-38 10 19 36 - 57 Tschechische Rep.; 2006

V 60-150 - 19 70-175

D 60-90 30 22 100-140 Finnland; 2007

V 60-80 - 22 73-98

D k.A. k.A. k.A. k.A. Frankreich; 2007

V 75 - 110 k.A. 5,5 – 19,62 79 - 116 (RM)

D 120 15 13,5 153 Irland; 2007

V k.A. k.A. k.A. k.A.

D 20-30 87 0 107-118 Niederlande; 2007

V 100 0 0 100

D 40 (Katalonien); 25,36 (Madrid)

k.A. 7 27 - 43 Spanien; 2007

V 45 min. 34; max. 90 7 48

D k.A. k.A. 7,6 Marktpreise Schweiz; 2007

V k.A. k.A. 7,6 110

D 23 (in 2006);

43 – 53 (ab 2007) 20 7 46 - 57

Polen; 2006-2008 V 78 - 91 - 7 83 - 97

D – Deponierung; V – Verbrennung ¹ in 2006 - 63,6 €/Mg ohne Gasfackelung; 60,42 €/Mg mit Gasfackelung; in 2007 - 75 €/Mg für brennbare Fraktionen; 40 €/Mg für nicht-brennbare Fraktionen

2 5,5% RM; 19,6% nicht-gefährliche Industrieabfälle Quelle: Eigene Darstellung nach CEWEP (2008)

Die Gesamtannahmegebühren (nach zusätzlichen Steuern und MwSt.) spiegeln die europäische Tendenz zur Lenkung von Abfallströmen weg von der Deponierung wieder. Dieses ist durch die Angleichung und/oder Überschreitung von Annahmegebühren an den Deponien im Vergleich zu den MVA bemerkbar (s. Tabelle 6.2).

In lediglich drei von 13 untersuchten Ländern sind die Deponiegebühren niedriger als die MVA-Annahmegebühren.

Diese Länder sind Spanien (27-43 €/Mg – Deponie; 48 €/Mg - MVA), die Tschechische Republik (36-57 €/Mg – Deponie; 70-175 €/Mg - MVA) und Polen (46-57 €/Mg – Deponie; 83-97 €/Mg - MVA) (vgl. Tabelle 6.2).

In den sonstigen Ländern sind die MVA-Gebühren durch zusätzliche steuerliche Belastungen unter dem Niveau der Preise für Deponierung.

6.1.2.2. Investitions- und Betriebskosten der Abfallbehandlungsanlagen Zum weiteren Vergleich werden die Extremwerte von Kapazitäten für eine Kompostanlage (2 Tsd. Mg/a und 120 Tsd. Mg/a) und eine MVA (2 Tsd. Mg/a und 600 Tsd. Mg/a) sowie eine MVA mit der Durchschnittskapazität (207 Tsd. Mg/a; in Anlehnung an Pajak 2009) für die in Polen geplanten Anlagen, mit und ohne EU-Zuschuss berechnet und in der Tabelle 6.3 dargestellt. Diese Berechnung bezieht sich auf die Kostenberechnungsformeln aus der Tabelle 4.6. Tabelle 6.3: Zusammenstellung von Investitions- und Betriebskosten bei extremen Kapazitäten

Kompostanlage MVA Kosten Kapazität

2 Tsd. Mg/a

Kapazität 120 Tsd. Mg/a

Kapazität 207 Tsd.

Mg/a² Investitionskosten (Mio. €) 0,8; 0,3¹ 23; 9¹ 2,2; 0,9¹ 210; 82¹ 89; 35¹

jährliche Kapitalrückzahlung (Mio. €/a)

0,07; 0,03¹ 1,9; 0,7¹ 0,2; 0,07¹ 17; 6,7¹ 7,4; 2,9¹

spezifische Investitionskosten (€/Mg)

36; 14¹ 16; 6¹ 90; 35¹ 29; 11¹ 36; 14¹

jährliche Betriebs- und Instandhaltungskosten (Mio. €/a)

0,09 0,7 0,1 7,8 143,7

spezifische jährliche Betriebs- und Instandhaltungskosten (€/Mg)

45 6 72 13 18

Gesamtkosten (Mio. €/a) 0,2; 0,1¹ 2,6; 1,4¹ 0,3; 0,2¹ 25; 14¹ 11; 6,5¹

spezifische Gesamtkosten pro Jahr (€/Mg)

81; 59¹ 22; 12¹ 162; 107¹ 42; 24¹ 53; 32¹

¹ mit dem EU-Zuschuss in Höhe 61% ² durchschnittliche polnische MVA, abgeleitet von Pajak (2009), primäre Angaben in PLN, Werte berechnet nach dem Währungskurs für das Referenzjahr und mittels den Funktionen aus der Tabelle 4.8

Quelle: Eigene Berechnung in Anlehnung an die Tabelle 4.8 und an Pajak (2009)

Nach der Berechung von Angaben von Pajak (2009) ergibt sich, dass geplante, durchschnittliche Investitionskosten für polnische MVA (auch für den ZV) rd. 125 Mio. € (von 78 bis hin zu 172 Mio. €) mit dem durchschnittlichen EU-Zuschuss von rd. 72 Mio. € (von 44 bis hin zu 94 Mio. €) und Durchschnittskapazität von 207 Tsd. Mg/a (von 100 bis hin zu 265 Tsd. Mg/a) betragen.

Nach der Ermittlung von Werten mittels den Formeln aus der Tabelle 4.8 ergeben sich niedrigere Investitionskosten in Höhe 89 Mio. € und 35 Mio. € EU-Zuschuss.

Diese Unterschiede können mit verschiedenen Währungskursen in den Jahren 2003 (Datenerhebung für europäische Anlagen) und 2006 (Referenzjahr) erklärt werden (1 € = 4,1 PLN in 2003 und 3,8 PLN in 2006).

Wird für die Berechnung des Währungskurses das Jahr 2003 angenommen, betragen die durchschnittlichen Investitionskosten 117 Mio. € und EU-Zuschuss 68 Mio. €; also der Unterschied von 8 Mio. € (125 – 117) und 4 Mio. € (72 – 68). Damit ist der Währungskurs mit einem großen Unsicherheitsfaktor belastet.

Hinzu kommt, dass die in Polen geplanten Anlagen auf groben Schätzungen basieren, während die Formeln aus der Tabelle 4.8 auf den Erfahrungswerten von existierenden Anlagen beruhen.

Eine ähnliche Berechung von spezifischen Betriebs- und Instandhaltungskosten (pro Jahr, pro Mg) ist derzeit nicht möglich. Diese werden jeweils in den einzelnen Machbarkeitsstudien für geplante MVA ermittelt und sind nicht vorhanden.

Aufgrund von fehlenden Angaben von den Kommunen für andere geplante Anlagen (Kompost- und MBA) ist eine ähnliche Gegenüberstellung nicht möglich.

Die Tabelle 6.4 stellt die spezifischen Investitionskosten pro €/Mg und Kosten der Rauchgasreinigungsanlagen als %igen Anteil der Investitionskosten dar.

Diese Tabelle ergibt, dass sich bei den realisierten MVA in europäischen Ländern die tatsächlichen Investitionskosten zwischen 500-800 €/Mg (Österreich) mit dem meist angegeben Wert zwischen 550-600 €/Mg (Belgien, Deutschland) platzieren (s. Tabelle 6.4Tabelle 6.4).

Bei der Schätzung von Kosten einer Rauchgasreinigungsanlage beträgt der %-Anteil der Kosten an den Gesamtinvestitionskosten rd. 20-30% (Dänemark, Deutschland, Frankreich). Nur in wenigen Fällen (Irland, Niederlande) liegen diese Kosten bei 50% (s. Tabelle 6.4Tabelle 6.4).

Solche Vergleiche sind mit polnischen Rahmenbedingungen noch nicht möglich. Diese Kosten werden für einzelne MVA-Projekte von Betreibern selbst (je nach gewählter Organisationsform; vgl. dazu Tabelle 2.3) berechnet. Sobald erste Machbarkeitsstudien vorliegen, empfiehlt es sich, für polnische Kommunen solche Vergleiche durchzuführen.

Tabelle 6.4: Investitionskosten von MVA und Kosten der Rauchgasreinigungsanlagen in europäischen Ländern – Zusammenstellung

Land; Referenzjahr spezifische Investitionskosten1 (€/Mg)

Kosten der Rauchgasreinigungsanlage (% der Investitionskosten)

Belgien (Flandern); 2007 560; 5,3 Mio.€/Mwe, 1,5 Mio.€/Mwth ± 25%

Dänemark; 2008 600 20-30

Deutschland; 2008 600 20-30

Finnland; 2008 5602 15

Frankreich; 2008 625 - 750 20-30

Irland; 2007 100-130 Mio.€; 11 €/MWth; 35 €/Mwe > 50

Niederlande; 2007 k.A. 50

Österreich; 2007 500-800 20-30

1 bei 15-20 Jahren Nutzungsdauer einer Anlage 2 Angaben für MVA in Kotka, Bau 2007-2008, Kap. 100 Tsd. Mg/a Quelle: Eigene Darstellung nach CEWEP (2008)

6.1.2.3. Kosten der Abfallbehandlung Für den weiteren Vergleich werden die Daten der Abfallbehandlung (MBA, MVA) für den ZV Dolina und aus europäischen Anlagen in der Tabelle 6.5 zusammengestellt.

Es soll an dieser Stelle angemerkt werden, dass die Berechnung der Kosten für den ZV Dolina auf europäischen Erfahrungswerten beruht, berücksichtigt aber die geplanten EU-Zuschüsse für Entsorgungsinvestitionen (jeweils in der Höhe 61%).

Aus dem Kostenvergleich ergibt sich, dass die spezifischen MBA-Gesamtkosten im ZV Dolina 60% (84 €/Mg zu 142 €/Mg) der Kosten im europäischen Vergleich betragen können. Nach dem 61%igen EU-Zuschuss beträgt dieser Quotient 52% (74 €/Mg zu 142 €/Mg). Die spezifischen MVA-Kosten weisen noch größere Unterschiede auf, und zwar beträgt der Quotient 34% (51 €/Mg zu 150 €/Mg) ohne EU-Zuschuss. Sollte die MVA mitfinanziert werden, beträgt dieser nur 20% (30 €/Mg zu 150 €/Mg). Die beschriebenen Unterschiede bei den spezifischen Gesamtkosten ergeben sich v.a. aus niedrigeren Investitionskosten mit dem EU-Zuschuss (MBA 9 €/Mg im ZV Dolina zu 82 €/Mg und für MVA 13 €/Mg zu 60 €/Mg).

Tabelle 6.5: Vergleich von Abfallbehandlungskosten (MBA, MVA) im betrachteten ZV Dolina und europäischen Anlagen

Abfall- behandlung

Investition + Betriebskosten (Mio. €)

ZV Dolina¹,6,7

Spezifisch (€/Mg)

Europa – spezifische Durchschnittswerte (€/Mg)

Betriebskosten 611 60³

Investitionskosten 231,2

98 38-60³; 825

Gesamtkosten 84 (61+23) 74 (61+9)8 142

Betriebskosten 17 52-1284

(Durchschnittswert 90)

Investitionskosten 34

138 rd. 605 MVA

Gesamtkosten 51 (17+34)

30 (17+13)8 150

¹ Werte für Polen, berechnet nach der Formel nach Tsilemou / Panagiotakopoulos (2004), 61% EU-Zuschuss nach Obermeier (2009)

² Kapitalrückzahlungsmethode; Investitionskosten pro Jahr, Nutzungsdauer 20 Jahre, 6% Zinssatz, jährliche Zahlungen

³ Durchschnittswerte abgeleitet nach Jupiter (2005) für EU-Länder (Österreich, Belgien, Deutschland, Italien, Spanien, Niederlande, Großbritannien) + Israel. Durchschnittswährungskurs 2006 1£ = 1,47 €

4 Durchschnittswerte abgeleitet nach EK (2006) für EU-Länder Belgien, Dänemark, Frankreich, Deutschland, Italien, Niederlande, Schweden, Großbritannien

5 geschätzt nach Angaben in Tsilemou / Panagiotakopoulos (2004) 6 MBA-Kapazität 60 Tsd. Mg/a 7 MVA-Kapazität 250 Tsd. Mg/a 8 nach dem 61%igen EU-Zuschuss Quelle: Eigene Berechnungen nach Tsilemou / Panagiotakopoulos (2004), Jupiter (2005), EK (2006) Obermeier (2009)

6.1.2.4. Zusammenfassung von Einzelergebnissen Nach Angaben aus einer Weltbankstudie (WB 2007) betrug das BIP pro Kopf in 2006 für Deutschland 36,620 Tsd. $ und für Polen 8,190 Tsd. $, also 23% des deutschen BIP pro Kopf. Die großen Unterschiede beim Vergleich von Abfallbehandlungskosten lassen sich z.T. durch die wirtschaftlichen Vernachlässigungen und niedrigeren Arbeitskosten erklären. Sollte sich aber die polnische Wirtschaft schnell entwickeln, werden auch die Kosten der Abfallwirtschaft schrittweise ansteigen.

Der allgemeine Vergleich ausgewählter Ökobilanzergebnisse für den polnischen ZV Dolina und für europäische Entsorgungssysteme weist darauf hin, dass die polnischen Ergebnisse innerhalb der untersuchten Umweltwirkungen (Versauerung, Treibhauseffekt) ähnliche Werte aufweisen. Es lässt sich an

dieser Stelle anmerken, dass der Vergleich von Ökobilanzergebnissen kaum, wenn überhaupt zulässig ist, wenn die Daten nicht konsistent sind.

Der Vergleich von ökonomischen Ergebnissen zeigt auf, dass die Abfallannahmegebühren an den Deponien weiter steigen werden (Reduzierung der Mengen an deponierten Abfällen; steigende Finanzbelastung für erzeugte Abfälle).

Zum Vergleich betragen derzeit diese Gebühren in der Tschechischen Republik 57 €/Mg für Deponierung gegenüber 175 €/Mg für Verbrennung, in Polen hingegen 57 €/Mg gegenüber 97 €/Mg (vgl. Tabelle 6.2).

Dies ist damit zu begründen, dass die EU eine Weiterentwicklung zur Abschaffung von Deponien und anderen Behandlungswegen zum Ziel hat. Die einzige MVA in Warschau (mit Verbrennungskosten 83 – 97 €/Mg) weist die mit MVA in Schweden, der Tschechischen Republik und Finnland vergleichbaren Verbrennungskosten (Wertspanne 50 – 175 €/Mg) auf.

Ob dies an fehlender Konkurrenz (Tschechische Republik – 3 MVA; Finnland – 1 MVA; CEWEP 2008) oder veralteter Technologie liegt, wird in dieser Arbeit nicht näher betrachtet. Wie sich diese prozessspezifischen Kosten in neuen polnischen MVA zukünftig gestalten werden, wird sich in naher Zukunft zeigen.

Die vorteilhaften EU-Mitfinanzierungsmöglichkeiten von Entsorgungsinvestitionen bieten sich als eine Lösung für polnische Kommunen, um die kommunale Abfallwirtschaft an die europäischen Standards zu relativ niedrigen Kosten anzupassen.

6.2. Empfehlungen für den optimalen Einsatz des Bewertungsverfahrens

6.2.1. Anforderungen an das dargestellte Bewertungsverfahren und dessen Elemente

6.2.1.1. Anforderung an das Bewertungsverfahren Die in Kapitel 3.2.1 erläuterten methodischen und anwenderbezogenen Anforderungsziele wurden in diesem Bewertungsverfahren wie folgt erfüllt: Die methodischen Anforderungsziele bezogen sich auf die Struktur des Bewertungsverfahrens.

Darunter wurden beispielsweise die Erfassung aller relevanten Kriterien (Vollständigkeit) sowie deren Integrierbarkeit verstanden. Dieses Ziel wurde anhand eingesetzter Bewertungsmethoden erfüllt. Für die Datenermittlung wurde der Anspruch erhoben, dass die Daten auf bestimmte Weise aufbereitet werden. Die Daten mussten aus gesicherten Quellen entnommen werden (vgl. Kapitel 4.5.5.2.).

Bei der Ermittlung der Ergebnisse wurde auf deren Robustheit eingegangen, indem diese durch die Kriteriengewichtungs- und Wertspannenänderung in der Sensitivitätsanalyse für die Promethee Methode geprüft wurde (vgl. Kapitel 5.2.) Das dargestellte Bewertungsverfahren kann und soll (bei Bedarf) mit weiteren Methoden ergänzt, bzw. weiterentwickelt werden. Dies betrifft v.a. die ÖBM mit der Anwendung für osteuropäische Entsorgungssysteme (s. weitere Entwicklungen in diesem Kapitel).

Der Zweck der anwenderbezogenen Anforderungsziele ist der Nutzen des Bewertungsverfahrens.

Transparenz und Objektivität des Verfahrens werden darunter verstanden. Bei der Verfahrensentwicklung wurde diese Vorgehensweise klar und offen formuliert. Besonders bei den subjektiven Daten (NWA-Gewichtung) wurden entsprechende Regeln dargestellt. Die gemachten Annahmen wurden jeweils beim Methodeninput erläutert (vgl. Kapitel 4.5.1., 4.5.3. und 4.5.5.). Es wurde versucht, die verwendeten Begriffe einheitlich und klar zu formulieren. Das ermittelte Ergebnis lieferte eine eindeutige Aussage für den ZV Dolina über die optimale Entsorgungsalternative unter allen Umständen und in den dargestellten Rahmenbedingungen der Abfallwirtschaft (vgl. Kapitel 5.2).

Als Schwächen des Bewertungsverfahrens lassen sich ein relativ hoher Aufwand und eine mögliche externe Unterstützung bezeichnen. Somit empfiehlt sich hier für die Kommunen, eine frühzeitige Datenerhebung für Bewertungsmethoden, sowie Beratung bei der Erstellung von Ergebnissen zu organisieren. Wenn den Empfehlungen gefolgt wird, dann entstehen folgende Vorteile: Die auf einmal gesammelten Daten können für andere Zwecke ebenso genutzt werden, wie z. B. bei der Erstellung von kommunalen Abfallwirtschaftplänen oder in Investitionsverfahren. Eine externe Unterstützung hilft bei der Objektivierung der Prozesse und Verifizierung des kommunalen Handelns. Außerdem verfügen die externen Fachleute über einen aktuellen Wissensstand der neuesten Entwicklungen in der Abfallwirtschaft. Davon können die Kommunen ohne großen Zeit- und Kostenaufwand gezielt profitieren. Das entwickelte Bewertungsverfahren kann außerdem als Anwenderbuch bei kommunalen Entscheidungen eingesetzt werden. Den Kommunen werden in diesem Leitfaden Antworten für zahlreiche Fragestellungen zur Verbesserung kommunaler Abfallwirtschaft gegeben.

6.2.1.2. Anforderungen an Bewertungsmethoden und deren Kriterien sowie Indikatoren Bei der Aufstellung von Anforderungen an die Bewertungsmethoden wurde auf die Unabhängigkeit der Ergebnisse vom Anwender und deren Erreichung bei wiederholtem Durchlauf gesetzt. Dies ließ sich damit begründen, dass die Kommunen dieselben Ergebnisse generieren sollen (vgl. 3.2.2.). Außer der Widerspiegelung der Systemprioritäten, transparenter Strukturen und Transparenz ist hier auch eine Durchführbarkeit der Sensitivitätsanalyse wichtig. All diesen genannten Anforderungen wurden erfüllt. Beim Anwenderaufwand ist davon aber auszugehen, dass die Kommunen mit einem größeren Einsatz, z. B. bei der Datensammlung, zu rechnen haben. Dafür erhalten sie aussagekräftige Ergebnisse für Entscheidungsunterstützungen für weitere Planungsprozesse in der Abfallwirtschaft. Indem verschiedene Methoden in diesem Bewertungsverfahren angewandt wurden, wurde versucht, auch die Anforderungen an die Bewertungskriterien und Indikatoren vollständig zu erfüllen. Eine Ausnahme machte die Anforderung an die Messbarkeit. Die Messbarkeit der Kriterien, wie beispielsweise indirekte Kosten und indirekter Nutzen (KNA), Umweltwirkungen (ÖBM) und bürgerliche Akzeptanz (NWA), können nur hauptsächlich mit Subjektivität und fehlender Transparenz behaftet sein. Diese Schwäche kann man dennoch bei den methodenspezifischen Ergebnissen jeweils abrufen und prüfen.

6.2.1.3. Anforderung an die Datenqualität Bei der Informationssammlung sind in dieser Arbeit folgende Datenquellen aufzulisten: Statistiken, Jahresabschlüsse kommunaler und privater Unternehmen, Literatur, entwickelte Fragebögen, persönliche Befragungen, Recherchen und Schätzwerte. Diese erfüllen unterschiedlich die Qualitätsanforderungen aus dem Kapitel 3.2.5. Die ersten zwei genannten sind als sichere Datenquellen anzusehen, während die Literatur, Fragebögen und Schätzwerte mit bestimmter Unsicherheit belastet und des Weiteren mit Vorsicht zu betrachten sind. Bei der Erhebung statistischer Zahlen handelte es sich um abfallbezogene (in Anlehnung an Abfallmengen, –arten und -zusammensetzung) und soziodemografische Daten (z. B. Einwohnerzahl, Bevölkerungsdichte, Anzahl Haushalte etc.).

Die Unsicherheit der statistischen Daten beruht auf der Übertragung der Zahlen aus den Vorjahren auf das Bezugsjahr (hier 2006) mittels mathematischer Operationen (z. B. Prognoseinstrumente).

Zur Ermittlung der monetären Angaben (z. B. der direkten Kosten in der KNA) wurde z.T. auf die Jahresabschlüsse einzelner Unternehmen (wenn vorhanden) und/oder mündliche Aussagen eingegangen.

Es muss jedoch an dieser Stelle angemerkt werden, dass der Datenzugang aufgrund des Misstrauens gegenüber der Datenveröffentlichung (s. Kapitel 7.2.1.) sehr erschwert war.

Zu Literaturansätzen wurde beispielsweise in dieser Studie auf die Auswertung und Simulation der direkten Kosten der Abfallbehandlungsanlagen (die in dem Entsorgungssystem bisher nicht vorhanden sind) oder auf die indirekten Kosten zurückgegriffen (bei fehlenden Messreihen wurden Literaturübernahmen übernommen).

Diese Kosten basieren auf Erfahrungswerten aus anderen EU-Ländern. Es wurde eine Annahme gemacht, dass sie übertragbar sind (vgl. Kommentar nach der Tabelle 4.8 im Kapitel 4.5.2.1.). Einen Sonderfall als zuverlässige Informationsquelle stellt der Nationale Abfallwirtschaftsplan 2010 für Polen dar, der Ziele der Abfallwirtschaft und Bedarf an Entsorgungsanlagen nach Woiwodschaften definiert.

Des Weiteren wurden in diesem Verfahren Fragebögen zur Erhebung sozialer und technischer Daten angewandt.

Die Entwicklung des Fragenkatalogs basierte auf Zielen der Abfallwirtschaft, Interviews mit Entsorgungsakteuren und Literaturrecherchen. Nach der Zustimmung der Kommunalpolitiker wurde der entwickelte Fragenkatalog in seiner letzten Form an die zu interviewenden Personen geschickt. Bevor die Fragebögen mit Antworten eingesammelt wurden, musste in mehreren telefonischen Gesprächen die Bereitschaft der Fragebogenempfänger zur Datenabgabe gewonnen werden. Der hier präsentierte offene Fragenkatalog kann je nach Fragestellung des Bewertungsverfahrens für kommunale Bedürfnisse aufgrund sich verändernder Rahmenbedingungen der Abfallwirtschaft angepasst werden. Durch Datensammlung über Fragebögen können außer direkten Antworten spontan informelle und bewertungsrelevante Insidererfahrungswerte gewonnen werden.

Anschließend wurden hier die von kommunalen Entscheidungsträgern angegebenen Schätzwerte hinsichtlich Vor- und Sortierungsgrad der Wertstoffe für verschiedene Entsorgungsalternativen oder Elektrizitätsherstellung aus dem erfassten Deponiegas aufgenommen.

Diese Schätzwerte sind wegen ihrer Unsicherheit mit Skepsis zu interpretieren. Gleichwohl machen sie aber ein wichtiges Optimierungspotenzial für die Kommune aus, um diese künftig verfahrenstechnisch zu erfassen und zu dokumentieren.

6.2.2. Empfehlungen für die KNA Die KNA erwies sich als eine objektive, praxistaugliche und konsistente Methode, die interpretierbare und anschauliche Ergebnisse (auch für Laien) angibt. Besonders nachvollziehbar und transparent ließen sich die direkten Kosten und Nutzen zur Ermittlung eines aussagekräftigen Kosten-Nutzen Verhältnisses pro Einwohner (vgl. Abbildung 5.3) und pro 1 Mg Abfall (vgl. Abbildung 5.4) ermitteln. Zu den verbesserungsbedürftigen Aspekten gehört die empirisch gesicherte, detaillierte Quantifizierung und Monetarisierung von indirekten Kosten. In diesem Gebiet entsteht somit ein hoher Forschungsbedarf.

Die Schwierigkeit der Kostenerfassung liegt v.a. darin, dass diese umweltrelevante, aber nur polemisch quantifizierbare Kategorien umfassen, wie z. B. Verkehrsunfälle, Luftverschmutzung, Flächenverbrauch, Geruchsbelastung etc. (vgl. dazu Kapitel 4.5.2.3. Abschnitt mit indirekten Kosten). Da es keine Monetarisierung von verursachten CO2- und Schadstoffemissionen über die gesamte Entsorgungskette in der Literatur gibt, wurden diese in der vorliegenden Arbeit in Geldeinheiten nicht umgewandelt. Es bestehen in der Literatur die Ansätze zur monetären Bewertung von vermiedenen CO2-Emissionen. Nach UBA (1998) können diese beispielsweise mit drei gängigen Ansätzen durchgeführt werden, nämlich über Schadenskosten, Anpassungskosten, Vermeidungskosten. Diese Aspekte überschreiten aber den Untersuchungsrahmen dieser Arbeit und wurden somit vernachlässigt.

Bei aktuellem Wissensstand ist die Aufnahme und Monetarisierung von allen denkbaren externen Kosteneffekten innerhalb eines Entsorgungssystems weder möglich noch begründbar. Die einzige Kostenkategorie, die eine praxisbezogene und in Geldeinheiten erfassbare Begründung hat, ist die „…Senkung der Immobilienpreise…“ in unmittelbarer Nähe einer Entsorgungsanlage. Bei der Ermittlung von direkten Kosten, besonders bei den Kosten der Abfallbehandlung, ergab sich ein Datenerfassungsproblem.

Bei den funktionierenden Anlagen (Sortieranlage, Deponieanlage) wurden die Kostenangaben nach kommunalen Schätzungen ermittelt (vgl. dazu Kapitel 4.5.2.1., Abschnitt mit direkten Kosten). Hier empfiehlt sich für die Kommune die Offenlegung von Informationen zur Steigerung der Ergebnissicherheit. Bei den geplanten Entsorgungseinrichtungen (MBA, MVA, Kompostanlage) wurden die fehlenden Daten aus den Literaturansätzen übernommen (vgl. dazu Kapitel 4.5.2.1., Abschnitt mit direkten Kosten). Diese können aufgrund derselben Technologieanbieter, Kostenstruktur etc. in europäischen Ländern

mit akzeptierbarem Unsicherheitsgrad für die Berechnung in Polen eingesetzt werden.

Trotz der Erfassung volkswirtschaftlicher Effekte von abfallwirtschaftlichen Fragestellungen bleibt die KNA eine aufwändige Methode, insbesondere wenn die Inputdaten nicht vorliegen. Die Anwendung einer KNA bei EU-unterstützten Projekten ist aber seit 2000 obligatorisch (EK 2008). Somit empfiehlt sich für Kommunen eine Datenoffenlegungspolitik zur Vereinfachung des Methodenvorgangs und einer Steigerung der öffentlichen Akzeptanz für die Ergebnisse.

6.2.3. Empfehlungen für die ÖBM mit Easewaste Bei der Anwendung von ÖBM müssen die Entscheidungsträger darauf hingewiesen werden, dass diese Methode kein präzises wissenschaftliches Instrument, sondern eine wissensbasierte Bewertungsmethodologie für Umweltauswirkungen eines Systems bzw. eines Produktes darstellt. Dabei ist zu beachten, dass sich die ÖBM-Ergebnisse bei demselben zu betrachtenden Objekt je nach Bewertungsinstrument unterscheiden können (Winkler 2004)54. Das eingesetzte Easewaste-Instrument löst die meisten der von Winkler (2004) beschriebenen Unzulänglichkeiten (wie z. B. Nicht-Berücksichtigung von Komplexität der Entsorgungsprozesse, vereinfachte Darstellung von Allokationen, unvollständige Transparenz, nicht vorhandene Dokumentation etc.) der bisher praktizierten Modelle55 (vgl. dazu Kapitel 3.4.2, Abschnitt mit Auswahl der Ökobilanzsoftware). Die für ÖBM verwendete Easewaste-Software zeigte sich als ein gut dokumentiertes, flexibles und an verschiedene Entsorgungsprozesse, im Bereich HH-Abfälle, modellierungsfähiges Bewertungsinstrument.

54 Im Anhang 12-11 werden die gängigen ÖBM-Tools für Siedlungsabfälle zusammengefasst dargestellt und nach Zweck, Anzahl berücksichtigter Abfallfraktionen und -zusammensetzung, Benutzerfreundlichkeit, Interpretierbarkeit etc. verglichen. 55 Hier sind ARES, EPIC/CSR, DST, IWM2, ORWARE und UMBERTO gemeint.

Trotz einer umfangreichen und komplexen Programmstruktur ließen sich die Sachbilanz- und Wirkungsabschätzungsergebnisse intuitiv generieren und für weitere Auswertungen nach Excel exportieren. Die Interpretation der Ökobilanzergebnisse von Easewaste kann von kommunalen Behörden ohne Vorkenntnisse oder externe Beratungsunterstützung schwer erfolgen. Somit ergeben sich folgende Verbesserungsvorschläge der Easewaste-Software für die Zielgruppe – kommunale Entscheidungsträger:

• in Aufbau und Struktur bei: o der Erhöhung der Benutzerfreundlichkeit durch Entwicklung eines

Anwenderleitfadens o der Entwicklung der Module zur ökonomischen Analyse als

zusätzliches Element o der Möglichkeit zur flexiblen Durchführung der Änderungen der

bereits modellierten Szenarien im Programm (zurzeit müssen die Szenarien neu erstellt werden) sowie

o der Kompatibilität mit anderen Ökobilanzverfahren (z.B. Umberto, LCA-IWM) bei der Interpretation der Outputs

• in der Methodologie bei:

o der Erweiterung / Ergänzung von vorhandenen Datenbanken (bzgl. der Emissionen, Abfallbehandlungsanlagen, Sammelfahrzeuge etc.) v.a. um osteuropäische Daten

o der Erweiterbarkeit der Systemgrenze (z. B. Verwertung von Schlacken, untertage Deponierung von Filterstäuben) zur realitätsnaher Abbildung der Ergebnisse

o der Untersuchung von Linearitätseffekten der Umweltauswirkungen durch steigende Abfallmengen

o der Untersuchung von ökologischer Sensibilität betroffener, in der Ökobilanz untersuchten, Regionen (z. B. Natura 2000 Gebiete)

6.2.4. Empfehlungen für die NWA Die NWA zeichnet sich durch ihre vielfältige Anwendbarkeit bei der Auswahl des Methodeninputs - Kriterien, Gewichtungen, Skalen - und somit durch Praxistauglichkeit und Anpassbarkeit bei multikriteriellen Fragestellungen bei verschiedenen Anwendungen aus (vgl. Anhang 12-20). Bei der Methodenanwendung gibt es keine spezifische Software und folglich sind keine fortgeschrittenen technischen Anwenderkenntnisse notwendig.

Aufgrund des einfachen Methodenvorgangs ließen sich die komplexen Wechselwirkungen zwischen den Entsorgungsakteuren messen und evaluieren (s. dazu Ausführungen aus den erhaltenen Fragebögen in den Kapiteln 5.1.5.-5.1.8.). Die Methode erwies sich als ein handhabbares Instrument zur Bestimmung von Optimierungspotenzialen in den untersuchten sozialen und technischen Aspekten (vgl. Kapitel 5.4.1.). Kritisch bei der Methode kann eben ein gemeinsamer Konsens aller Beteiligten über den Methodeninput werden. Es ist hier anzumerken, dass aufgrund von verschiedenen Gewichtungsvorstellungen ein großes Potenzial besteht, dass die Methoden falsch angewandt werden können. In abfallwirtschaftlichen Fragestellungen kann dies zu einem unüberwindbaren Hindernis führen, wenn unterschiedliche kommunale Interessen in Betracht kommen sollten (z. B. bei der Umstellung von Entsorgungssystemen wegen der Inbetriebnahme von interkommunalen Entsorgungseinrichtungen). Daher lassen sich an dieser Stelle folgende Empfehlungen für Methodenanwendung bei der Bewertung von sozialen und technischen Aspekten in der Abfallwirtschaft aufzeigen:

• eine nach der Absprache frühzeitige Festlegung von Kriterien / Indikatoren / Gewichtungen zur Steigerung öffentlicher Akzeptanz der Ergebnisse

• Durchführung notwendiger Studien zur Datenerhebung von betrachteten Entsorgungsakteuren

6.2.5. Empfehlungen für die Promethee Methode Trotz erforderlicher mathematischer Vorkenntnisse erwies sich die Promethee Methode als flexibel (Beliebigkeit bei der Kriterienauswahl), nachvollziehbar (klare Vorgehensweise), praxistauglich (Einsetzung bei abfallwirtschaftlichen Fragestellungen) und intuitiv anwendbar. Die Ergebnisbestimmung – durch die Rangordnung der optimalen Alternativen - zeigte sich nach der Sensitivitätsanalyse als stabil (s. Kapitel 5.4.2., Abschnitt c) Robustheit des Ergebnisses) und somit für kommunale Politiker akzeptierbar. Als Methodenverbesserungsvorschläge empfehlen sich hier im Aufbau und der Struktur eine transparente Ergebnisdarstellung und eine bessere Programmdokumentation.

6.3. Empfehlungen aus methodenspezifischen Ergebnissen für den betrachteten ZV Dolina

Die in Anlehnung an die in Kapitel 5 dargestellten Ergebnisse lassen folgende Optimierungsmaßnahmen und Schlüsse für den untersuchten ZV Dolina ziehen.

6.3.1. Optimierung von Entsorgungssystemen anhand der KNA-Ergebnisse

6.3.1.1. Direkte Kosten Die Auswertung direkter Kosten ergab, dass die Einführung der Marshallgebühr (Deponiesteuer) in der Praxis kaum Erfolge bringt (vgl. Erkenntnisse im Kapitel 5.1.1.1).

Es zeigte sich, dass die Gebührenerhöhungen zulasten der Natur umgangen und die ursprünglichen Intentionen einstweilen ad absurdum geführt werden. Durch die Umlegung der Entsorgungsgebühren auf die Systemnutzer steigt nur die finanzielle Belastung der Bürger. Die geplante Lenkung der Abfallströme weg von der Deponierung, hin zur Behandlung von Abfallen ist aufgrund von fehlenden Alternativentsorgungseinrichtungen mit ausreichenden Annahmekapazitäten nicht durchsetzbar. Auch die Finanzierungsstruktur weiterer Umweltinvestitionen aus der erhobenen Marschallgebühr ist derzeit unklar und nicht transparent (vgl. Kapitel 2.3.4.)

Aufgrund hoher Abfallbehandlungskosten (MBA, MVA) ist der gleichzeitige Betrieb dieser Anlagen in einem Entsorgungssystem aus Kostengründen im ZV Dolina nicht empfehlenswert (vgl. Kapitel 5.1.1.1). Darüber hinaus sind die Abfallbehandlungskosten aufgrund des großen Einflusses auf das Kostenergebnis niedrig zu halten. Hier sind solche Lösungen zu empfehlen, wie beispielsweise Anschluss von den Privatunternehmen in kommunale Entsorgungsstrukturen innerhalb der PPP-Modelle56.

56 Nach den Angaben vom Bundesministerium für Verkehr, Bau und Stadtentwicklung gibt es zurzeit insgesamt 161 PPP-Projekte in Deutschland, davon 143 mit Vertragabschluss ab 2002 und 18 ausgeschriebene Projekte ab 2009. Die PPP-Projekte werden vor allem im öffentlichen Hoch- und Tiefbau und zunehmend auch in den Bereichen IT und Verwaltungsmodernisierung durchgeführt (BVBS 2010). 2004 wurde das PPP-INSTITUT e.V. gegründet, dessen Mitglieder aus den Bereichen Immobilienwirtschaft, Banken, Kommunen und Wissenschaft kommen. Das Institut beschäftigt sich mit der Sichtung, Analyse und Aufbereitung der verfügbaren Erkenntnisse für öffentliche Institutionen (vor allem bei Finanzierungsfragen, der Ausarbeitung von Finanzierungsmodellen für PPP-Projekte).

An dieser Stelle ist jedoch zu bemerken, dass trotz offenbarer Vorteile von PPP-Modellen (z. B. Freisetzung und Ermöglichung von Synergien zwischen dem privaten und öffentlichen Partner, Einbeziehung von Know-how, Finanzkraft, Erschließung weiterer Wertschöpfungsstufen, Ausbreitung der Aktivitäten über die Stadt- und Gemeindegrenzen hinaus, gesicherte Einnahmen und damit ebenso lange, ordentliche Gewinne; vgl. Dierkes / Bruch 2008b, Werle 2008, Dierkes 2009) es auch Nachteile von PPP-Modellen gibt. PPP werden von den Gegnern als verdeckte Kreditaufnahmen bezeichnet (Werle 2008). Die Kommunen (die grundsätzlich keine Geldmittel besitzen) werden durch PPP-Modelle wieder handlungsfähig (Dierkes 2009). Durch in-transparente Langfristverträge (z. B. von bis zu 25 Jahren; vgl. Werle 2008) können unkalkulierbare Folgekosten (z. B. Kostenüberschätzung um 25% beim PPP-Modell am Beispiel des Bildungszentrums in Frankfurt am Main) und qualitative Mängel entstehen (Dierkes 2009). Hinzu kommt die Tatsache, dass die PPP von der Gesellschaft (Verbraucher, Steuerzahler) bezahlt werden. Darüber hinaus können die PPP nur von großen Konzernen betrieben werden, was den lokalen und regionalen Mittelstand negativ beeinträchtigen kann (Abhängigkeit von Großunternehmen als Auftraggeber, Lohnsenkungen etc.) (Werle 2008). Falls sich die Kommunen aus den PPP-Modellen zurückzuziehen, sind die Alternativlösungen wie Gründung von Eigenbetrieben und Leistungserstellung in Eigenregie zu überlegen (Werle 2008, Dierkes 2009). Hierzu müsste eine Schwerpunktverlagerung in den Finanzhaushalten hin zu mehr Investitionen erfolgen (Werle 2008).

Außerdem ist die Realisierung und Inbetriebnahme der geplanten Entsorgungsinvestitionen in polnischen Rahmenbedingungen ohne EU-Zuschüsse aufgrund fehlender Eigenmittel auszuschließen.

Die reale Gesamtfördersumme für Entsorgungsinvestitionen in Polen im Zeitraum 2007-2013 beträgt ca. 0,8 Mrd. € und die Förderhöhe liegt durchschnittlich bei 61% der Gesamtinvestitionskosten (Obermeier 2009). Somit müssen hier rasche Schritte vom ZV Dolina (und anderen polnischen Kommunen) unternommen werden, damit die EU-Finanzmittel abgerufen werden können. Sollten die derzeit vorhandenen EU-Zuschüsse im Zeitraum 2007-2013 nicht rechtzeitig genutzt werden, kann dies zur Nicht-Realisierung von geplanten Entsorgungsinvestitionen und - infolge dessen - zur Nicht-Erfüllung der Beitrittsverpflichtungen führen. Im Endeffekt kann die EU ihre Finanzhilfe in der nächsten Finanzierungsphase 2014-2020 einstellen. Die polnische Regierung hat bisher keine Vorbereitungsmaßnahmen für den Fall ergriffen, sollten EU-Sanktionen für die Nicht-Erfüllung der Reduktionsziele für 2010 gemäß der Deponierichtlinie verhängt werden

(Obermeier 2009). Eine klare Stellungnahme zu diesem Thema von polnischen Behörden ist somit in naher Zukunft zu erwarten.

6.3.1.2. Direkter Nutzen Die Auswertung des direkten Nutzens zeigte auf, dass die Entsorgungsgebühren einen bedeutenden Einfluss auf das wirtschaftliche Ergebnis haben. Somit wird hier empfohlen, die fehlende 20%ige Bürgeranschlussquote zu senken. So ein aufgestelltes Entsorgungssystem ist für seine Nutzer gesellschaftlich gerecht und besser finanzierbar. Die Berücksichtigung der Wertstoffeinnahmen (AP, AG, Kompost) zeigte, dass diese Einnahmequelle im ZV Dolina derzeitig nur marginal betrachtet werden sollte. Aufgrund von Marktschwankungen und hohen Qualitätsansprüchen von Abnehmern ist der Verkauf von Wertstoffen nicht zufrieden stellend und schwer absehbar. Schlimmstenfalls kann es zum Markteinbruch wegen des Wertstoffpreisverfalls kommen. Dies kann zur Einstellung sonstiger Entsorgungswege führen. Die Kommunen müssten in solchen Fällen mit dem Geschäftsrückzug von privaten Unternehmen und als Konsequenz mit größerer Belastung öffentlicher Finanzen rechnen. Der Verkauf von EBS kann sich nur dann lohnen, wenn die EBS die entsprechenden Qualitäten und Mengen für potenzielle Industrieanlagen (EBS-Kraftwerke, Zementindustrie, Kraftwerke) erfüllen.

Dies benötigt nicht nur eine hohe Outputqualität, sondern auch die Förderung von HH-Vorsortierung. Dies hat zum Zweck, die Abfälle zur Sortierung von unnötigen Verunreinigungen zu entlasten. Die Bürger sollten dazu mit Sonderanreizen (v.a. niedrigere Entsorgungsgebühren, Eigenbeitrag zur Verbesserung der Umweltqualität etc.) motiviert werden.

Der Verkauf von Energie aus Abfallverbrennung (Bio-KW, MVA) kann neben den Entsorgungsgebühren die Haupteinnahmequelle für den ZV Dolina sein.

Sollte eine MVA im ZV Dolina in der Zukunft in Betrieb genommen werden, könnte der Wärme- und Stromverkauf erhöhte Entsorgungskosten nivellieren.

6.3.1.3. Indirekte Kosten Die indirekten Kosten können eine bisher unterschätzte politische und gesellschaftliche Auswirkung haben.

Die Standortauswahl einer Entsorgungsinvestition kann in ihrer unmittelbaren Nähe die Immobilienpreise senken und den Widerstand der Anwohner bis zu Klage einer Umweltgenehmigung verursachen.

Diese Faktoren, trotz schwerer Quantifizierbarkeit und Monetarisierung, müssen von der Kommune vor der Umstellung der Entsorgungssysteme genau und mit Sorgfalt untersucht werden.

6.3.1.4. Indirekter Nutzen Indirekt können die Zusatzeffekte wie neue Arbeitsplätze im Bereich der Zulieferer und in der Anlage sogleich für die lokale Wirtschaft einen positiven Beitrag leisten.

Diese bleiben von geringer finanzieller Bedeutung im Vergleich zu dem gesamten direkten Nutzen, haben aber positive wirtschaftliche Auswirkungen für die lokale Gesellschaft.

Außerdem sind die Effekte der verringerten Abfallmengen zur Deponierung zu betonen, die geringere Entsorgungsgebühren nach sich ziehen sollen. Somit ergibt sich hier eine Optimierung des indirekten Nutzens unmittelbar und mittelbar für die lokale Wirtschaft in Arbeitsmarkteffekten und durch Senkung der Entsorgungsgebühren.

6.3.1.5. Zusammenfassung der Optimierung anhand der KNA-Ergebnisse Grundsätzlich muss die Kommune davon ausgehen, dass die Abfallentsorgung eine unerlässliche Aufgabe der Daseinsvorsorge und eine Pflicht einer Gemeinschaft ist. Die zu tragenden Kosten der Abfallwirtschaft sind im Grunde genommen immer höher als der erzielte wirtschaftliche Nutzen. Somit ist aufs Weitere mit Haushaltsdotationen und -subventionen kommunaler Entsorgungssysteme zu rechnen. Die Privatisierung der Entsorgungsstrukturen (am dargestellten Beispiel) hilft nicht, eine selbstfinanzierbare kommunale Abfallwirtschaft zu schaffen. Durch die Optimierung der Kosten- und Einnahmenstruktur kann man aber die Haushaltsdefizite z.T. nivellieren.

6.3.2. Optimierung von Entsorgungssystemen anhand der ÖBM-Ergebnisse

6.3.2.1. Nicht-toxische Umweltauswirkungen Aus den Ergebnissen der ÖBM ergibt sich, dass die EA mit einer MVA (Empfehlung für den ZV Dolina aus der Promethee Methode) eindeutig Umweltgutschriften bei nicht-toxischen Umweltauswirkungen, vor allem in der Kategorie Treibhauseffekt, bewirkt. Bei anderen EA ist durch die Senkung von deponierten Abfallmengen mit hohem Bioanteil die Senkung von negativen, nicht-toxischen Umweltauswirkungen möglich.

6.3.2.2. Toxische Auswirkungen Bei toxischen Auswirkungen hingegen sind die Umweltauswirkungen in allen EA vergleichbar hoch. Sollten aber die Schlacken und Aschen aus den Verbrennungsprozessen den weiteren Behandlungsprozessen zugeführt und nicht direkt deponiert werden, verringert sich die durch die MVA-Alternative verursachte Umweltbelastung um das 50fache (!) (vgl. dazu Kapitel 5.1.3.4.). In der Tat ist die Verwertung bzw. Beseitigung von Verbrennungsrückständen noch kein Thema in Polen. Die diskutierten Entsorgungswege (MBA vs. MVA) berücksichtigen bisher eine umweltfreundliche Bewirtschaftung von Prozessprodukten nicht. Dieses Argument muss hier aufgrund und anlässlich der Öffentlichkeitsarbeit und Akzeptanzgewinnung stark hervorgehoben werden. Als Optimierungsmaßnahme zur Senkung des Schadstoffpotenzials in HH-Abfällen empfiehlt sich für Kommunen die getrennte Sammlung von gefährlichen Abfällen (Medikamente, Batterien etc.). Daneben sind Aufklärungsarbeiten für die Bürger durchzuführen, um über die Umweltschädlichkeit der enthaltenen Stoffe und Substanzen zu informieren. Somit ergibt sich hier die ÖBM-Ergebnisoptimierung durch die Behandlung von Verbrennungsrückständen zur Senkung ihres Schadstoffpotenzials.

6.3.2.3. Zusätzliche Auswirkungen Sowohl durch die Deponierung als auch die Verbrennung entstehen die Schadstoffe, die in der Umwelt jahrelang verbleiben. Somit ist die Einbeziehung der zusätzlichen, langfristigen ökologischen Auswirkungen in der Ökobilanz eine ethische Frage für Kommunen. Zur Senkung von langfristigen negativen Umweltauswirkungen sind als Lösung solche Strategien zu überlegen, wie z.B. ein erhöhtes Recycling und/oder eine Restmüllverbrennung. Weiterhin müsste ein gutes Reststoffmanagement durch eine sichere Verwertung von Schlacken, eine Separathaltung von Filterstäuben und deren untertage Deponierung gefördert werden. Abfallvermeidung und –minimierung sind Möglichkeiten zur Senkung des Abfallaufkommens; diese überschreiten aber den Untersuchungsrahmen dieser Arbeit und wurden hier nicht näher betrachtet.

6.3.2.4. Ressourcenverbrauch und Klimarelevanz Durch den Energieersatz bei der Abfallverbrennung (Biogas-KW, MVA) wird der Einsatz von fossilen Energieträgern eingespart. Dies ist von besonderer Bedeutung, um die natürlichen Ressourcen zu substituieren, negative Klimaauswirkungen und weitere Umweltbelastungen durch die Rohstoffgewinnung zu senken. In Polen kann aufgrund der Primärenergieherstellungsstruktur (v.a. aus Kohle) dieser Abfallbehandlungsweg eine wichtigere Rolle als in anderen EU-Ländern

spielen, wo mehr Energie aus erneuerbaren Energiequellen anteilig hergestellt wird (vgl. Kapitel 4.5.4.5. und Anhang 12.26 mit Energie-Mix in Polen). Dies ist von besonderer Bedeutung angesichts der potenziellen negativen Klimaauswirkungen der Abfallwirtschaft und Energieherstellung. Außer des Ressourcenverbrauchs sind somit auch die Klimaziele von der Kommunen (z.B. Reduktion von CO2-Emissionen) in der Zukunft streng zu beachten (mehr Ausführungen im Anhang 12-25 mit dem Emissionshandel).

6.3.2.5. Zusammenfassung der Optimierung anhand der ÖBM-Ergebnisse Zur Optimierung von ÖMB-Ergebnissen lässt sich für den ZV Dolina eine sofortige drastische Verringerung von Abfällen zur Deponierung sowohl in kürzere als auch in längere (durch unkontrollierte biologisch-chemische Prozesse Schadstoffpotenziale im Deponiekörper) Zeitintervalle (Klimaauswirkungen) einteilen.

6.3.3. Optimierung von Entsorgungssystemen anhand der NWA-Ergebnisse

6.3.3.1. Technische Aspekte Die NWA für technische Aspekte lieferte folgende Schlüsse für die kommunale Abfallwirtschaft im ZV Dolina: Für die Sicherung der Entsorgungssicherheit im ZV Dolina ist hier neben neuen Anlagen auch ein positives Investitionsklima notwendig.

Darunter werden schnelle Genehmigungs- und Reaktionszeiten (statt Terminverschleppung) seitens lokaler Behörden und der Aufbau und die Pflege von Kontakten mit Investoren verstanden. Dabei können parallel sog. Kooperationsnetze zwischen Wissenschaftlern, Kommunalpolitikern und Privatunternehmen geschaffen werden.

Die Kommunen sollten auf die Entsorgungserfahrungen anderer Länder zurückgreifen. Somit kann man bewusst auf eine ausgereifte, solide und funktionierende Technologie setzen, wie z. B. den dort installierten. Aber von den, aufgrund von wirtschaftlichen bzw. technischen Problemen stillgelegten MVA mit folgenden Technologien: Andco-Torrax, Siemens-Schwel-Brenn-Verfahren, Thermoselect und Schwarze Pumpe ist abzuraten.

Diese unausgereiften Technologien verursachten Verluste in Höhe von insgesamt drei Milliarden Euro. Das Fiasko wurde v.a. durch die falsche Schätzung von technischen Problemen, fehlende Außenkontrolle und Technologiekontrolle und zu kurze Planungszeiten verursacht (Thomé-Kozmiensky 2009). Ähnliche Aspekte sind bei den Sortieranlagen zu beachten. Die Sortieranlagen für gemischte Abfälle sind sehr teuer im Betrieb und das Outputmaterial erreicht meistens nicht die von der Industrie erforderlichen

Qualitäts- und Mengenstandards. Im Endeffekt wurden in Deutschland alle Sortieranlagen für gemischte Abfälle mit hohen Verlusten geschlossen (Thomé-Kozmiensky 2009).

Bevor die neuen Anlagen realisiert werden, sollten solche Maßnahmen wie optimierte Transportwege, -träger und/oder eine Umschlagstation überdacht werden. Eine gestiegene Transportbelastung kann nicht nur technisch schwer umsetzbar sein, sondern kann sich auch auf die soziale Akzeptanz und die Umwelt negativ auswirken. Bei der Wertstoffgewinnung sollte der ZV Dolina Wert auf die Steigerung der Produktpalette durch Förderung von getrennter Sammlung legen. Es wurde in dieser Arbeit beispielsweise die Sperrmüll- und Elektroaltgerätesammlung (EEG) nicht untersucht; sollte aber wegen ihrer Einsetzbarkeit (z. B. Sperrmüll zur Verbrennung) und Schadstoffpotenziale (v.a. EEG) zukünftig berücksichtigt werden. Als wichtige Faktoren kann auch die Sortenreinheit (durch die Vergrößerung der Behälterzahl pro HH und Verbesserung der HH-Vorsortierung) zur Reduzierung der wertvollen Abfallmengen zur Deponierung genannt werden. Dafür sind solche Maßnahmen wie Aufklärungskampagnen für die Bürger und Schulungen kommunaler Mitarbeiter zu empfehlen.

6.3.3.2. Soziale Aspekte Bei den bewerteten sozialen Aspekten mit der NWA lassen sich folgende Schlussfolgerungen ableiten: Die Standortauswahl einer Entsorgungsinvestition kann den Widerstand der Anwohner bis hin zu Gerichtsverfahren verursachen.

Zur Steigerung bürgerlicher Akzeptanz müssen vor der Systemumstellung gezielte Aufklärungskampagnen durchgeführt werden. Die Kommunen sollten ihre besondere Rolle dabei verstehen und sich als Systemorganisatoren sehen und mit der Verantwortung nach dem Motto „global denken, lokal handeln“ agieren.

Die Kommunen sollten möglicherweise auch solche Entsorgungswege wie die Eigenkompostierung durch die Haushalte fördern.

Dieses positive Verhalten soll in eine Senkung der Entsorgungsgebühren münden. Zukünftig muss die Kompostqualität durch Verminderung von Schadstoffgehalten verbessert werden. Über die umweltschädigenden Konsequenzen der Abfallentsorgung in Eigenregie (Selbstverbrennung, illegales Abkippen) müssen die Bürger im Rahmen der Öffentlichkeitsarbeit informiert werden. Dabei sollten die Bürger für dieses Handeln finanziell bestraft (durch z. B. Geldbußen) werden.

Den Sammlern, die die Abfälle informell entsorgen, sollten die Sammellizenzen konsequent entzogen werden. In der Zukunft (wenn sich das KmG nicht ändert und die Kommune kein Abfalleigentum hat) sollten die eine Sammellizenz beantragenden Unternehmen höhere Anforderungen erfüllen müssen, wie z. B. die Sammlung von mehreren Wertstofffraktionen, bessere, umweltfreundlichere Ausstattung etc.. Die Sammelqualität (Pünktlichkeit, Häufigkeit und Sauberkeit der Sammlung) sollte von der Kommune regelmäßig (durch Kontrollen, Bürgerbefragung, etc.) geprüft werden. Durch die hohe Sammelleistungsqualität kann die Kommunalabfallbehörde ihren EU-Pflichten entgegenkommen.

Die Entsorgungsgebührenerhebung sollte transparent und nachvollziehbar nach dem Billigkeitsnachweis erfolgen. Besonders bei der Aufnahme neuer Entsorgungsanlagen und einer zu erwarteten Gebührensteigerung müssen den Systemnutzern die einzelnen Entsorgungskosten erklärt werden. Dies kann durch eine erfolgreiche Kooperation mit den Sammlern, Anlagenbauern und der Kommune zustande kommen.

Zur Verbesserung kommunaler Eigenleistungsqualität lassen sich Offenheit, Transparenz und Glaubwürdigkeit gegenüber allen Entsorgungsakteuren empfehlen.

Die Stärken und Schwächen geplanter / ausgewählter Lösungen sollen der Öffentlichkeit zur Vertrauensgewinnung aufgezeigt werden. Die Bürgermeinung und –anhörungen sollen bei verschiedenen Veranstaltungen und Treffen bei der Planung von Entsorgungssystemen immer wahr- und in Anspruch genommen werden.

6.3.3.3. Zusammenfassung der Optimierung anhand der NWA-Ergebnisse Als besonders wichtig lässt sich bei der Optimierung von NWA für technische und soziale Aspekte die Anhörung von allen Entsorgungsakteuren empfehlen. Nur durch eine objektive und vollständige Meinung aller Seiten kann sich die Kommune als Verwaltungsorgan ein komplettes Bild der kommunalen Abfallwirtschaft schaffen. Darauf basierend können entsprechende Optimierungsmaßnahmen unternommen werden. Dazu muss transparent und glaubwürdig aufgezeigt werden, mit welchen Zusatzbelastungen für die Betroffenen in welchem Zeitraum und zu welchen Kosten zu rechnen ist, damit die öffentliche Akzeptanz erhöht wird. Die Gewichtung von Kriterien und Indikatoren bleibt immer eine umstrittene, fragliche und anfechtbare Aufgabe zur Festlegung der Bestandsaufnahme. Die Ermittlung der Gewichtung in Konsultation mit der Kommune erhöht das

Vertrauen und überzeugt über Ergebnisse und daraus resultierende Optimierungspotenziale. Somit ist die Einbeziehung kommunaler Entscheidungsträger in den Bewertungsprozess zu befürworten.

6.4. Empfehlungen für die kommunale Abfallwirtschaft in Polen

6.4.1. Erkenntnisse für die kommunale Abfallwirtschaft in polnischen Kommunen

Der in dieser Arbeit beschriebene Status quo der polnischen kommunalen Abfallwirtschaft bringt erhebliche Gefahren und Belastungen für Mensch, Umwelt und Wirtschaft mit sich. All diese negativen Entwicklungen müssen unter dem Aspekt gesehen werden, dass das polnische Rechtssystem für kommunale Abfallwirtschaft Schwachstellen aufweist. Daher sind die Optimierungen der Entsorgungssysteme schwer umsetzbar. Für Empfehlungen für die kommunale Abfallwirtschaft in Polen, kann auf die vorliegenden Ergebnisse, Optimierungspotenziale und Erkenntnisse zurückgegriffen werden. In der Gesetzgebung sind folgende Maßnahmen zu ergreifen:

• Änderung der Abfallgesetzgebung in Polen: Derzeit ist der Anschluss- und Benutzungszwang der Abfallentsorgung völlig fehlgesteuert und somit kaum kontrollierbar und nicht durchsetzbar. Die Bürger müssten verpflichtet werden, mit den Kommunen und nicht mit den privaten Sammlern die Entsorgungsverträge zu schließen. Die Kommunen müssen in Zukunft verstärkt ihren Kontrollpflichten über den Abschluss von Entsorgungsdienstleistungsverträgen durch die Grundstückseigentümer nachkommen, falls sich das Abfallgesetz nicht radikal verändert.

• Steigerung effektiv durchgeführter kommunaler Sammlerkontrollen und Unterbindung der allzu großen Wahlfreiheit der Bürger bei der Wahl eines Sammelunternehmens: Es darf eben nicht zu einem unbeschränkten und nicht kontrollierten Vertragsabschluss zwischen dem Sammler und dem Bürger kommen, weil die Sammelunternehmen kaum wirtschaftliches Interesse an einem (und für sie deutlich teureren) getrennten Sammeln geeigneter Abfallarten haben. Somit liegt bezüglich der Verbesserung der Getrenntsammlungsquoten ein klassisches Marktversagen aufgrund falsch geregelter Marktbedingungen vor.

• Stärkung kommunaler Interventionsmöglichkeiten bei Missbrauch, Umgehung und Versäumnissen, z. B. gegen private Haushalte, die ohne Entsorgungsvertrag ihren Abfall entsorgen, oder bei wettbewerbsschädigenden Sammlerfirmen, die keine Wertstoffsammlung organisieren, beteiligen. Voraussetzungen für eine nachhaltige Verbesserung der Situation sind:

o Festlegung eines effektiven Beratungs-, Kontroll- und Sanktionsinstrumentariums auf dem Rechtsweg

o konsequente Einführung und Vollstreckung von Strafen für Bürger durch Geldbußen; für Sammler hingegen - Geldstrafen und Entzug der Genehmigung

o konsequente Anwendung der Vorgaben durch verantwortungsbewusste und handlungskompetente Mitarbeiter der Kommunen

• Schaffung günstiger rechtlicher Rahmenbedingungen für Investoren (wie z. B. die erlassenen PPP- und Konzessionsgesetze).

• Einführung eines einheitlichen Abfallregisters und Definitionen von Abfallbehandlungsanlagen für alle Kommunen.

In den Kommunen / Politik hingegen sollte folgende Handlungsweise forciert werden:

• Verbesserung des Umweltbewusstseins sowohl bei Bürgern durch gezielte kommunale Aufklärungskampagnen als auch bei Politikern zur Förderung einer nachhaltigen Entwicklung

• Gewährleistung der Entsorgungssicherheit durch eine zielgerichtete Schaffung von Entsorgungskapazitäten (z. B. Neubau oder Ausbau vorhandener Entsorgungseinrichtungen)

In der Gesellschaft sollte Folgendes erfolgen:

• Förderung getrennter Sammlung der Wertstoffe • Verbesserung der Vorsortierung • Steigerung der Akzeptanz für notwendige Systemumstellung und

nachhaltige Lösungen Als Konsequenz aus den oben genannten Folgen und Verbesserungsvorschlägen der Entsorgungssituation, sowie angesichts der Ziele der Abfallwirtschaft müssen die Kommunen zu Lösungen kommen, die umweltverträglich, kosteneffizient sowie technisch machbar sind und allgemeinen sozialen Konsens genießen. Diese Lösungen, d.h. Evaluierungskonzepte und daraus resultierende Optimierungspotenziale, sollen den Kommunen aufzeigen, inwieweit ein bestimmtes Entsorgungskonzept unter Einhaltung der Abfallwirtschaftsziele die jeweils eigene Entsorgungssituation konsolidieren kann. Dazu ist es notwendig, dass man den Kommunen nicht nur ein Evaluierungskonzept aller möglichen Entsorgungswegvarianten als Entscheidungshilfe in die Hand gibt, sondern auch bei den Entscheidungsprozessen berät.

6.4.2. Anwendbarkeit in anderen Kommunen Die Entwicklung des Bewertungsverfahrens basiert auf den Ergebnissen aus einem ZV Dolina mit sieben angehörigen Kommunen unter Berücksichtigung polnischer Spezifika. Trotz hoher Detaillierung der Bewertungskriterien und Indikatoren wurde bei ihrer Entwicklung ein gewisser Generalisierungsgrad beachtet. Es gibt kaum Kriterien, die sowohl in kleinen Kommunen, sowie auf regionaler Ebene nicht messbar und anwendbar wären. Dennoch ist das gleiche Bewertungsvorgehen für andere polnische Kommunen sowie regionale Abfallverwaltungsbehörden zu empfehlen. Es kann sich zwar eine andere Rangfolge der Entsorgungsalternativen ergeben, weil die Entsorgungssituation in jeder Kommune / jedem Zweckverband trotz ähnlicher Rahmenbedingungen spezifisch aussieht. Um die Voraussetzung eines objektiven und umfassenden Bewertungsverfahrens zu erfüllen, wird den Kommunalpolitikern empfohlen, die Auswahl der Bereiche und Methoden mit Bewertungskriterien, wie in der dargestellten Arbeit, einzuhalten.

6.4.3. Interkommunale Zusammenarbeit In polnischen Rahmenbedingungen sind politische und wirtschaftliche Verflechtungen, sowohl auf nationaler, regionaler als auch auf kommunaler Ebene sehr stark. Im Kontext des hier dargestellten Bewertungsverfahrens ist dies für den Erfolg kommunaler Abfallwirtschaft ausschlaggebend. Wenn bestimmte Investitionen für sinnvoll und notwendig von kommunaler Verwaltung gehalten werden, sollte es Akzeptanz und Überzeugung von anderen Kommunen bzw. dem Zweckverband (wenn es sich um eine interkommunale Entsorgungsanlage handelt) geben. Damit die interkommunale Zusammenarbeit in abfallwirtschaftlichen Fragen erfolgreich ist, sind die Überschneidungen der Kompetenzzuständigkeiten und die klare Abgrenzung von Entsorgungsaufgaben für positive Resultate entscheidend. Idealerweise sollte die interkommunale Zusammenarbeit im Bereich der Abfallentsorgung im Konsens zwischen allen beteiligten Entsorgungsakteuren erfolgen. Ein positives Beispiel für eine fruchtbare Mitarbeit zwischen Kommunen ist die Stadtverwaltung Danzig. Die Kommunalpolitiker nahmen die Inbetriebnahme einer Anlage zur thermischen Verwertung trotz eines potenziellen Konflikts der Interessen und Machtaufsplitterung zuungunsten kleinerer Städte vor. Damit wurde auch ein ermutigendes Investitionsklima seitens der Kommunalverwaltung geschaffen.

6.5. Zusammenfassung von Empfehlungen In dem dargestellten Bewertungsverfahren wurden übergreifend Optimierungspotenziale in verschiedenen Aspekten identifiziert:

1. Ergebnisoptimierung durch die Kommunen durch die Formulierung potenzieller Szenarien und deren Bewertung

2. Bereitstellung einer Diskussionsgrundlage als Voraussetzung für Entscheidungen, sowie deren Folgen auf kommunaler Ebene

3. Vertiefung des Know-hows kommunaler Politiker aufgrund der Entwicklungen dieser Arbeit mit externer Beratung

Aus den Ergebnissen des Entsorgungsalternativenvergleichs zur Haushaltsabfallentsorgung und der anschließenden Anwendung optimaler Alternativen können kommunale Entscheidungsträger langfristig und nachhaltig ihre kommunale Abfallwirtschaft verbessern. Trotz komplexer und komplizierter Aufgaben zur Bestandsanalyse der Entsorgungssituation unter polnischen Rahmenbedingungen wurde ein umfassendes Bild des Entsorgungssystems dargestellt und mittels entsprechender Lösungsmethoden ein Gesamtergebnis der Bewertung angegeben. Damit wurde das Ziel der vorgenommenen Arbeit vollständig erfüllt. Das Bewertungsverfahren kann außerdem im interkommunalen Vergleich zur Bestandsaufnahme und Beobachtung der Entsorgungssysteme angewandt werden. Die Erkenntnisse aus dem Optimierungsansatz können in der Zukunft auf regionaler und nationaler Ebene als Ausgangspunkt bei der Erstellung von Abfallwirtschaftsplänen und Finanzierungskonzepten, sowie bei Entwicklungen im Rechtswesen, in Bezug auf die Abfallwirtschaft eingesetzt werden. Um die Anwendbarkeit des Bewertungsverfahrens in kommunalen Bewertungsprozessen zu erhöhen, wurde in dieser Arbeit ein Leitfaden zur Einsetzung des hier dargestellten Bewertungsverfahrens für kommunale Entscheidungsträger als Anwenderhandbuch entwickelt. Damit wurde eine Entwicklung des Verfahrens für die Systembewertung vorgenommen und Ableitungen von Optimierungspotenzialen für Entsorgungssysteme realisiert.

Kapitel 7 – Ausblick

7. AUSBLICK „Mut steht am Anfang des Handelns, Glück am Ende.“

Demokrit (460 -371 v. Chr.)

Griechischer Philosoph

Vor dem Hintergrund der Entsorgungssituation im Hinblick auf den kommunalen ZV Dolina war es Ziel dieser Arbeit, ein allgemeines Bewertungsverfahren für Entsorgungssysteme für Haushaltsabfälle zu entwickeln, dieses für das Beispiel Zweckverband anzuwenden und aus den Ergebnissen Optimierungspotenziale abzuleiten. Die Teilaufgaben dieser Arbeit setzten sich aus der Modellierung des Entsorgungssystems, der Auswahl und Anwendung passender Bewertungsmethoden, der Erstellung und Bewertung von Entsorgungsalternativen, basierend auf den Ergebnissen der Durchführung der Sensitivitätsanalyse und anschließend aus der Ableitung der Optimierungspotenziale zusammen. Schließlich wurden aus dem Bewertungsverfahren und der Einschätzung der Anwendbarkeit des entwickelten Bewertungs- und Entscheidungsunterstützungsinstruments, Empfehlungen für den Einsatz des dargestellten Bewertungskonzeptes gegeben. Anhand des in dieser Arbeit erstellten Bewertungsverfahrens wurde ein Entscheidungsunterstützungsinstrument für die Bewertung von Entsorgungssystemen von Haushaltsabfällen für kommunale Entscheidungsträger geliefert. Darauf aufbauend können Optimierungspotenziale für kommunale Abfallwirtschaft abgeleitet werden. Außerdem kann das in dieser Arbeit beschriebene Bewertungsverfahren als ein Handlungsanleitung benutzt werden. Das dargestellte Beispielentsorgungssystem (ZV Dolina) wurde als Kombination effektiver Methoden innerhalb der ausgewählten Bereiche erfasst. Durch die Zusammenführung von Bereichen und Bewertungsmethoden war die Überprüfung denkbarer Entsorgungskonzepte von Kommunalpolitikern realisierbar. Die Verifizierung der Verbesserungsvorschläge und derer Evaluierung durch Änderungen der Indikator- und Kriterienwerte gab einen Überblick über das Gesamtsystem.

Kapitel 7 – Ausblick

Basierend auf Erkenntnissen dieser Untersuchung besteht ein weiterer Forschungsbedarf in folgenden Aspekten: Im Bereich Ökologie:

1. Verbesserung der Methodologie hinsichtlich der toxischen Umweltauswirkungen, da große Unsicherheit im Bezug auf die Folgen, wie z. B. die Auswirkungen der Human- und Ökotoxizität auf Boden, Luft und Wasser, existieren.

2. Verbesserung der Kompatibilität der Ökobilanzergebnisse aus verschiedenen Methoden. Das soll bessere Interpretierbarkeits- und Vergleichsmöglichkeiten schaffen.

3. Erweiterung und Ergänzung der Datenbanken. Hier sind vor allem die Daten für Osteuropa (neue EU-Mitgliedsstaaten) in Bezug auf Energieherstellung und Abfallentsorgung (bei der Easewaste Software) gemeint.

Im Bereich Ökonomie:

1. Entwicklung der Quantifizierung- und Monetarisierungsansätze der indirekten Kosten. Dies sollte bei großen Investitionsprojekten in der kommunalen Entsorgung, besonders im Hinblick auf andere Abfallbehandlungsanlagen, nicht nur bei Deponie- und Müllverbrennungsanlagen, ergänzt werden.

2. Entwicklung der Ansätze zur Monetarisierung von CO2-Emissionen. Dies sollte vor dem Hintergrund der Einbeziehung anderer Wirtschaftszweige in den Emissionshandel (z. B. Abfallwirtschaft) in Anspruch genommen werden.

In den Bereichen Technik und Soziales:

1. Vertiefung der Kriterien- und Indikatorenforschung. Dies soll die Wirksamkeit der Bewertung erhöhen.

2. Beobachtung demografischer Tendenzen. Demographische Modelle zur Prognostizierung sollten ebenso für die Anwendung in der Abfallwirtschaft, vor allem zur Planung von langfristigen Entsorgungsinvestitionen entwickelt werden.

3. Entwicklung soziologischer Methoden und Techniken zur Messung und Steigerung gesellschaftlicher Akzeptanz in Bezug auf große Entsorgungsinfrastrukturprojekte. Diese sollten die Akzeptanz sowohl des Bewertungsverfahrens in Kommunen als auch der geplanten Entsorgungsanlagen steigern.

Kapitel 8 - Glossar

8. GLOSSAR ABBAU STRATOSPHÄRISCHER OZONE – eine Abnahme der Ozonschicht, die auf chemische Abbauprozesse beruht und wird durch gasförmige Halogenverbindungen verursacht ABFALL - Substanzen oder Gegenstände, die der Eigentümer für die Beseitigung vorgesehen hat oder die er beseitigen muss (ISO 14040:2006, ISO 14044:2006) (ABFALL)BEHANDLUNGSANLAGE - Abfallentsorgungsanlage, in der Abfälle mit chemisch-physikalischen, biologischen, thermischen oder mechanischen Verfahren oder Kombinationen dieser Verfahren behandelt werden (TASI 1993) ABFALLBEHANDLUNGSKOSTEN - Kosten der Entsorgungsverfahren ABFALLMINIMIERUNG – wird als eine Kombination von Verfahren, wie Minimierung des produzierten Abfallaufkommens, Minimierung der Schadstoffe im Abfall, Minimierung der Umwelteinflüsse durch Abfallwirtschaft im Allgemeinen, verstanden. In diesem Kontext gilt Wiederverwendung als Abfallminimierung ABSCHNEIDEKRITERIEN – (in der Ökobilanz) Festlegung der Stoffmenge, eines Energieflusses oder des Grades von Umweltrelevanz, die/der mit Prozessmodulen oder Produktsystemen verbunden sind, welche von einer Studie auszuschließen sind (ISO 14040:2006, ISO 14044:2006) ABSCHREIBUNG - der Begriff Abschreibung bedeutet „Wertminderungen betrieblicher Vermögensgegenstände entweder durch Herabsetzung des Wertes des abzuschreibenden Gegenstandes auf der Aktivseite der Bilanz (direkte Abschreibung) oder durch Ansatz eines Wertberichtigungsbetrages auf der Passivseite (indirekte Abschreibung). Die Abschreibung dient der richtigen Verteilung von Ausgaben auf die Perioden, in denen der Wert des angeschafften Gutes verzehrt wurde. Abschreibungen sind somit ein Aufwand im Rahmen der Erfolgsrechnung und Kosten im Rahmen der Kosten- und Ergebnisrechnung“ (Meyers 2008) ABSTAND ZUM ANGESTREBTEN UMWELTZUSTAND (DISTANCE-TO-TARGET) – (in der Ökobilanz) Kriterium zur Bewertung von Wirkungskategorien, eingeschätzter Abstand des gegenwärtigen vom anzustrebenden Umweltzustand in dieser Wirkungskategorie (UBA 1999) AGGREGATION - Die Zusammenführung gleichartiger Einzelgrößen zu einer Gesamtgröße zur Verringerung der Komplexität und einer besseren Überschaubarkeit von Fülle wirtschaftlicher Subjekte und Tätigkeiten (Scholles 2005). ANAEROBE BEHANDLUNG - gelenkter biologischer Abbau beziehungsweise Umbau von nativ-organischen Abfällen in geschlossenen Systemen unter Luftabschluss; dieser Prozess wird auch Faulung genannt (ANLAGEN)BETREIBER - jede natürliche oder juristische Person, die die Anlage betreibt oder kontrolliert oder der — sofern dies in den innerstaatlichen Rechtsvorschriften vorgesehen ist — die ausschlaggebende wirtschaftliche Verfügungsgewalt über den technischen Betrieb der Anlage übertragen wurde (10).

Kapitel 8 - Glossar

ANLAGENKOSTEN - Kosten innerhalb einer Abfallbehandlungsanlage beim Betrieb. ALLOKATION - Zuordnung der Input- oder Outputflüsse eines Prozesses oder eines Produktsystems zum untersuchten Produktsystem und zu einem oder mehreren Produktsystemen (ISO 14040:2006, ISO 14044:2006) ALTGLAS – unter Altglas wird Verpackungsglas, gebrauchte Glasflaschen und Konservengläser, in bereitgestellten Containern von Kommunen oder Unternehmen gesammelt, verstanden. ALTKLEIDER – unter Altkleider werden gebrauchte Kleidung und Schuhe aus Privathaushalten verstanden. ALTPAPIER – unter Altpapier wird Papierabfall verstanden, der in Haushalten oder Gewerbebetrieben gesammelt wird. AUSWERTUNG – (in der Ökobilanz) ist ein Bestandteil der Ökobilanz bei dem die Ergebnisse der Sachbilanz oder der Wirkungsabschätzung oder beide mit dem festgelegten Ziel und Untersuchungsrahmen zusammengeführt werden, um Schlussfolgerungen und Empfehlungen zu geben (ISO 14040:2006, ISO 14044:2006) BEURTEILUNG – (in der Ökobilanz) ist ein Bestandteil in der Auswertungsphase, der dazu dient, Vertrauen in die Ergebnisse der Ökobilanz zu setzen. Die Beurteilung schließt die Vollständigkeits-, Sensitivitäts- und Konsistenzprüfungen und jede andere Art der Validierung, die nach der Festlegung des Ziels und des Untersuchungsrahmens der Studie gefordert sein kann, ein (ISO 14040:2006, ISO 14044:2006) BEWERTUNG – (in der Ökobilanz) ist ein Schritt innerhalb der Ökobilanz, in der die Beiträge aus den verschiedenen Wirkungskategorien abgewogen werden, so dass sie untereinander verglichen werden können. Ziel ist es, zu einer weiteren Interpretation und Zusammenfassung der Ergebnisse aus der Wirkungsabschätzung zu kommen (UBA 1999) BILDUNG VON PHOTOOXIDANTIEN – auch als Sommersmog (Photosmog, Ozonsmog) bezeichnet und ist die Belastung der bodennahen Luft durch eine hohe Ozonkonzentration. Sie tritt bei wärmerem Wetter auf und entsteht aus Stickoxiden und Kohlenwasserstoffen in Verbindung mit der UV-Strahlung der Luft. BIOABFALL – im Siedlungsabfall enthaltene biologisch abbaubare nativ- und derivativ-organische Abfallanteile (z.B. organische Küchenabfälle, Gartenabfälle) (TASI 1993) BIOLOGISCHE BEHANDLUNG - gelenkter Abbau bzw. Umbau von biologisch abbaubaren organischen Abfällen durch aerobe (Verrottung) bzw. anaerobe (Faulung) Verfahren (TASI 1993) CHARAKTERISIERUNGSFAKTOR – (in der Ökobilanz) Faktor, der aus einem Charakterisierungsmodell abgeleitet wurde, das für die Umwandlung des zugeordneten Sachbilanzergebnisses in die gemeinsame Einheit des Wirkungsindikators angewandt wird. Die gemeinsame Einheit erlaubt die Berechnung des Wirkungsindikatorwertes (ISO 14040:2006, ISO 14044:2006)

Kapitel 8 - Glossar

CHARAKTERISIERUNGSMODELL – (in der Ökobilanz) Modell zur Beschreibung der Beziehung zwischen dem Wirkungsindikator und den zugeordneten Sachbilanzparametern (ISO 14040:2006, ISO 14044:2006) DATENQUALITÄT - Eigenschaften von Daten in Bezug auf ihre Eignung, festgelegte Anforderungen zu erfüllen (ISO 14040:2006, ISO 14044:2006) DEPONIE - Abfallentsorgungsanlage, in die Abfälle zeitlich unbegrenzt oberirdisch abgelagert werden (TASI 1993) DEPONIEGEBÜHREN – die Deponiegebühren (inkl. Deponiesteuer) werden bei der Abfallanlieferung an das Deponiegelände vom Deponiebetreiber an die Sammelunternehmen als Anteil der Höchstentsorgungsgebühren in Rechnung gestellt (gutgeschrieben). Folglich bedeuten sie Kosten für Sammelunternehmen und Einnahmen für Deponiebetreiber. EIGENKOMPOSTIERUNG - Kompostierung von biologisch abbaubaren nativ-organischen Stoffen an der Anfallstelle oder in ihrer unmittelbaren Nähe (z.B. Kompostierung durch Landwirte, Gartenbesitzer und Kleingärtner; Kompostierung durch Garten- und Friedhofämter) (TASI 1993) EINGANGSBEREICH - Bereich auf dem Betriebsgelände einer Abfallentsorgungsanlage, in dem Abfälle angeliefert, gewichts- oder volumenmäßig erfasst und kontrolliert werden (TASI 1993) EMISSIONEN - Emissionen in Luft, Einleitungen in Wasser und Verunreinigung von Boden (ISO 14040:2006, ISO 14044:2006). Emissionen werden als die von Punktquellen oder diffusen Quellen innerhalb der Anlage ausgehende direkte oder indirekte Freisetzung von Stoffen, Erschütterungen, Wärme oder Lärm in die Luft, in das Wasser oder in den Boden bezeichnet (10). EMISSIONSGRENZWERTE - die im Verhältnis zu bestimmten spezifischen Parametern ausgedrückte Masse, die Konzentration und/oder das Niveau einer Emission, die in einem oder mehreren Zeiträumen nicht überschritten werden dürfen (10). ENTSORGUNGSKOSTEN – Kosten, die im Zusammenhang mit der Abfallerfassung, –Sammlung, Verwertung und/oder Beseitigung der Abfälle entstehen. ENTSORGUNGSSICHERHEIT - Die Entsorgungssicherheit teilt sich auf sachliche Entsorgungsgarantie, die qualitative Entsorgungssicherheit (bezogen auf Kommunalhygiene, umweltgerechte Entsorgung und Schutzgüter) sowie quantitative Entsorgungssicherheit (bezogen auf volle Bedarfsbedeckung und flächendeckende Gewährleistung) beinhaltet und auf temporäre Entsorgungsgarantie, die langfristige Gewährleistung der sachlichen Entsorgungssicherheit zu jedem Zeitpunkt anbietet (Lemser et al. 1999) EUTROPHIERUNG - bedeutet Nährstoffanreicherung in einem Gewässer und damit verbundenes übermäßiges Wachstum von Wasserpflanzen (z.B. Algen, Laichkraut) EXTERNE KOSTEN DES VERKEHRS - Externe Kosten des Verkehrs sind Kosten, die die Verkehrsteilnehmer verursachen, aber nicht selbst tragen. Die wichtigsten

Kapitel 8 - Glossar

umweltrelevanten externen Kostenkategorien sind: Lärm, Gesundheitsschäden durch Luftverschmutzung, Klimafolgeschäden sowie Eingriffe in Natur und Landschaft (Flächenverbrauch, Versiegelung) (UBA 2007) FESTLEGUNG DES ZIELS UND UNTERSUCHUNGSRAHMENS - (in der Ökobilanz) Erster Schritt und obligatorischer Bestandteil der Ökobilanz (ISO 14040:2006, ISO 14044:2006) FOSSILE ENERGIETRÄGER - fossile Brennstoffe wie Braunkohle, Steinkohle, Torf, Erdgas und Erdöl, die in geologischer Vorzeit aus Abbauprodukten von toten Pflanzen und Tieren entstanden sind FREMDLEISTUNGSKOSTEN – Kosten (inkl. Schatten- und Unterlassungskosten im Bereich Fremdleistungen), die durch Aufträge an Dritte zur Ausführung von (Entsorgungs-)Leistungen entstehen. FUNKTIONELLE EINHEIT - (in der Ökobilanz) quantifizierter Nutzen eines Produktsystems für die Verwendung als Vergleichseinheit (ISO 14040:2006, ISO 14044:2006) GESPEICHERTE ÖKOTOXIZITÄT - Die Wirkungen gespeicherter Substanzen werden standardmäßig zu 50% der Gespeicherten Toxizität in Wasser und zu 50% der Gespeicherten Toxizität in Boden zugeordnet (EPA 2005) GEWICHTUNG - Unter Gewichtung wird allgemein die Wichtigkeit einzelner Teilelemente (z.B. Werte der Indikatoren) in einem Summenelement (z.B. Wert eines Bewertungskriteriums) verstanden. HAUSHALTSABFÄLLE – Unter Haushaltsabfällen werden Abfälle aus privaten Haushalten (ohne hausmüllähnliche Gewerbeabfälle), die von den Entsorgungspflichtigen selbst oder von beauftragten Dritten in genormten, im Entsorgungsgebiet vorgeschriebenen Behältern regelmäßig gesammelt, transportiert und der weiteren Entsorgung zugeführt werden, verstanden. Als Haushaltsabfälle werden hierfür folgende Abfallarten unterschieden: Haushaltsabfälle, Bioabfall, Altpapier, Altglas, Gartenabfälle, Altkleider, gefährliche Abfälle (HÖCHST)ENTSORGUNGSGEBÜHREN – die auf die Einwohner entfallenden Entsorgungskosten und als einfließenden Entsorgungsgebühren pro Jahr HUMANTOXIZITÄT VIA BODEN, LUFT UND WASSER - die Wirkungskategorie Humantoxizität betrachtet die Gefährdung des Menschen durch die Emissionen von Schadstoffen via Boden, Luft und Wasser INDIKATOR - Variable, welche der Anzeige bestimmter Entwicklungen, Zustände oder anderer Sachverhalte dient; eine quantifizierbare Messgröße, welche das Kriterium optimal abbildet und für die Messdaten einfach verfügbar oder effizient zu erheben ist. INDIREKTE EFFEKTE - Effekte, die sich für die gesamte Wirtschaft, Gesellschaft oder Umgebung auswirken und nicht nur für die direkten Begünstigten der öffentlichen Intervention generiert werden (EK 2007a). INPUT - Produkt-, Stoff- oder Energiefluss, der einem Prozessmodul zugeführt wird (ISO 14040:2006, ISO 14044:2006)

Kapitel 8 - Glossar

KARDINALSKALA - definiert Abstände und besitzt einen relativen Nullpunkt, z.B. Temperatur in ºC (Scholles 2005). KOMPOST(HERSTELLUNGS)ANLAGEN - Abfallentsorgungsanlagen, in denen nativ-organische Abfälle in verwertbare Komposte umgewandelt werden (TASI 1993) KOMPOSTIERUNG - biologischer Abbau bzw. Umbau biologisch abbaubarer organischer Abfälle unter aeroben Bedingungen (TASI 1993) KONSISTENZPRÜFUNG - (in der Ökobilanz) vor der Ableitung von Schlussfolgerungen durchgeführtes Verfahren zur Überprüfung, ob die Annahmen, Methoden und Daten in der Studie einheitlich angewandt wurden und sich in Übereinstimmung mit der Festlegung des Ziels und des Untersuchungsrahmens befinden (ISO 14040:2006, ISO 14044:2006) KRITERIUM - Bedingungen für die Erreichung des Ziels KRITISCHE PRÜFUNG - (in der Ökobilanz) Verfahren, das dazu dient, die Konsistenz einer Ökobilanz mit den Grundsätzen und Anforderungen der Internationalen Norm an Ökobilanzen sicherzustellen (ISO 14040:2006, ISO 14044:2006) LEBENSWEG - (in der Ökobilanz) aufeinander folgende und miteinander verbundene Stufen eines Produktsystems von der Rohstoffgewinnung oder Rohstofferzeugung bis zur endgültigen Beseitigung (ISO 14040:2006, ISO 14044:2006) MECHANISCH-BIOLOGISCHE ABFALLBEHANDLUNGSANLAGE (MBA) - ist eine Abfallbehandlungsanlage zur mechanischen oder physikalischen Aufbereitung von Abfällen mit einer biologischen Behandlungsstufe in Form einer Rotte (aerobe - in Gegenwart von Sauerstoff - MBA) oder einer Vergärung (Faulung) (anaerobe - unter Sauerstoffausschluss – MBA) kombiniert MECHANISCH-BIOLOGISCHE STABILISIERUNGSANLAGE (MBS) – eine Behandlungsanlage, in der die Reaktionswärme des mikrobiellen Abbaus dazu genutzt wird, den Abfall zu trocknen. Durch die Trocknung werden die Abfälle biologisch stabilisiert und für eine bevorzugt energetische Nutzung vorbereitet. (MÜLL)MITVERBRENNUNGSANLAGE - jede ortsfeste oder nicht ortsfeste Anlage, deren Hauptzweck in der Energieerzeugung oder der Produktion stofflicher Erzeugnisse besteht. Darüber hinaus kann Abfall entweder als Regel- oder Zusatzbrennstoff zur Energieherstellung verwendet oder thermisch beseitigt werden (10). (MÜLL)VERBRENNUNGSANLAGE - jede ortsfeste oder nicht ortsfeste technische Einheit oder Anlage, die zur thermischen Behandlung von Abfällen mit oder ohne Nutzung der entstehenden Verbrennungswärme eingesetzt wird. Dies schließt die Verbrennung durch Oxidation von Abfällen und andere thermische Behandlungsverfahren wie Pyrolyse, Vergasung und Plasmaverfahren ein, soweit die bei der Behandlung entstehenden Stoffe anschließend verbrannt werden (10). NACHHALTIGKEIT - ist eine Entwicklung, die Wirtschaftlichkeit und soziale Sicherheit mit der langfristigen Erhaltung der natürlichen Lebensgrundlagen

Kapitel 8 - Glossar

verbindet. Ökonomische, soziale und ökologische Zielsetzungen müssen hierfür miteinander in Einklang gebracht werden (Strassert / Thoss 1971, EK 1997, BMU 2000) NENNKAPAZITÄT - die Summe der vom Hersteller angegebenen und vom Betreiber bestätigten Verbrennungskapazitäten aller Linien einer Verbrennungsanlage, wobei insbesondere der Heizwert des Abfalls, ausgedrückt in der pro Stunde verbrannten Abfallmenge, zu berücksichtigen ist (10). NOMINALSKALA - Daten, die nominal skaliert sind, können nur auf Gleichheit oder Ungleichheit geprüft werden (z.B. gleich oder ungleich, wahr oder falsch). (Scholes 2005). ÖKOBILANZ - Zusammenstellung und Beurteilung der Input- und Outputflüsse und der potenziellen Umweltauswirkungen eines Produktsystems im Verlauf seines Lebensweges (ISO 14040:2006, ISO 14044:2006) ÖKOLOGISCHER BEREICH – Unter dem Bereich Ökologie werden Umweltauswirkungen eines Entsorgungssystems nach Wirkungskategorien mit der Ökobilanzmethode verstanden. Diese werden quantitativ ermittelt. Dabei wird Klimarelevanz, Toxizität und Ressourcenverbrauch gemessen. ÖKONOMISCHER BEREICH – Unter dem Bereich Ökonomie wird die Wirtschaftlichkeit kommunaler Abfallwirtschaft verstanden. Wirtschaftliche Ergiebigkeit wird durch die Gegenüberstellung von Einnahmen und Systemkosten unter Vorbehalt von volkswirtschaftlichen Aspekten ermittelt. ÖKOTOXIZITÄT IN BODEN UND WASSER – die Wirkungskategorie Ökotoxizität repräsentiert die potenzielle Gefährdung durch die Substanz für den Wirkungsort Boden und Wasser ORDINALSKALA – Daten, die ordinal skaliert sind, lassen sich nach einer Wertigkeitsskala vergleichen z.B. gering, mittel, groß (Scholles 2005). OUTPUT – (in der Ökobilanz) Produkt-, Stoff- oder Energiefluss, der von einem Prozessmodul abgegeben wird (ISO 14040:2006, ISO 14044:2006) PERSONALKOSTEN - Personalkosten (inkl. Schatten- und Unterlassungskosten im Bereich Personal) sind Lohnkosten, die sowohl bei direkten Arbeitsplätzen im Rahmen von Entsorgungstransporten und der -anlagenbetreuung als auch bei indirekten Arbeitsplätzen (z.B. solchen, die durch den Verwaltungsbetrieb und das Management in den Abfallbehandlungsanlagen veranlasst sind) entstehen. PERSONENÄQUIVALENT – Durchschnittswert für den jährlichen Beitrag aller Tätigkeiten und Verbrauche einer einzelnen Person zu den Wirkungskategorien (Kirkeby et al. 2006) PLAUSIBILITÄT – Prüfung, ob für das Merkmal / Interesse der Untersuchung nicht bereits Fragebögen vorliegen. Ist das nicht der Fall, muss man eigene entwickeln (Bortz / Döring 2005). PRINZIP (ZIEL) - Regel als Grundlage des Denkens und Handelns. PRODUKT - jede Ware oder Dienstleistung (ISO 14040:2006, ISP 14044:2006)

Kapitel 8 - Glossar

PRODUKTE AUS ENTSORGUNGSPROZESSEN – zusammengestellte und im Jahr verkaufte Produkte aus Entsorgungsprozessen wie Wertstoffe, Kompost, Elektrizität, Wärme, Metallen und Schlacken PRODUKTSYSTEM - (in der Ökobilanz) Zusammenstellung von Prozessmodulen mit Elementar- und Produktflüssen, die den Lebensweg eines Produktes modelliert und die eine oder mehrere festgelegte Funktionen erfüllt (ISO 14040:2006, ISO 14044:2006) PROZESS - in Wechselbeziehung oder Wechselwirkung stehenden Tätigkeiten, der Eingaben in Ergebnisse umwandelt (ISO 14040:2006, ISO 14044:2006) PROZESSMODUL - (in der Ökobilanz) kleinster in der Sachbilanz berücksichtigter Bestandteil, für den Input- und Outputdaten quantifiziert werden (ISO 14040:2006, ISO 14044:2006) RANGBILDUNG - (in der Ökobilanz) Einteilung von Wirkungskategorien auf einer ordinalen Skala an einer gegebenen Reihenfolge und Hierarchie (UBA 1999) RECYCLING - bezeichnet die Verwertung von Abfall in Produkte, Werkstoff oder Stoffe, entweder für den ursprünglichen Zweck oder für andere Zwecke: Weiterverwendung – das Produkt wird einer anderen Nutzung zugeführt; Wiederverwendung – das Produkt wird nach einer Aufbereitung wieder der gleichen Nutzung zugeführt; Weiterverwertung – rohstoffliche Nutzung des Produktes für ein anderes Ziel; Wiederverwertung – rohstoffliche Nutzung des Produktes für das gleiche Produkt. Eine energetische Verwertung ist nicht mit eingeschlossen (ÖKO 2001, BDE 2006) REFERENZFLUSS - (in der Ökobilanz) Maß für die Outputs von Prozessen eines vorhandenen Produktsystems, die zur Erfüllung der Funktion, ausgedrückt durch die funktionelle Einheit, erforderlich sind (ISO 14040:2006, ISO 14044:2006) REPRÄSENTATIVITÄT - Ausmaß, in dem die Zusammensetzung einer Stichprobe mit der Zusammensetzung der Population, aus der sie stammt und über die Aussage getroffen werden soll, übereinstimmt. Die Repräsentativität einer Stichprobe hängt weniger von ihrer Größe als vielmehr vom Auswahlverfahren ab. Der beste Garant für möglichst hohe Repräsentativität sind Zufallsstichproben (Bortz / Döring 2005). RÜCKSTAND - alle flüssigen oder festen Stoffe (einschließlich Rostasche und Schlacke, Filterstaub und Kesselstaub, fester Reaktionsprodukte aus der Abgasbehandlung, Klärschlamm aus der Abwasserbehandlung, verbrauchter Katalysatoren und verbrauchter Aktivkohle) gemäß der Begriffsbestimmung von Abfall in Artikel 1 Buchstabe a) der Richtlinie 75/442/EWG, die bei der Verbrennung oder Mitverbrennung, bei der Abgas- oder Abwasserbehandlung oder sonstigen Prozessen innerhalb der Verbrennungs- oder Mitverbrennungsanlage entstehen (10). SACHBILANZ - (in der Ökobilanz) Bestandteil der Ökobilanz, der die Zusammenstellung und Quantifizierung von Inputs und Outputs eines gegebenen Produktes im Verlauf seines Lebensweges umfasst (ISO 14040:2006, ISO 14044:2006)

Kapitel 8 - Glossar

SACHBILANZERGEBNIS - (in der Ökobilanz) Ergebnis der Sachbilanz, das die Flüsse katalogisiert, die die Systemgrenze überschreiten, und das den Ausgangspunkt für die Wirkungsabschätzung darstellt (ISO 14040:2006, ISO 14044:2006) SCHLACKE / ASCHE – ist bei der Verbrennung zurückbleibende feste Rückstand, der nicht über den Abgasweg ausgetragen wird (Löschau / Thomé-Kozmiensky 2005) SENSITIVITÄTSANALYSE - systematisches Verfahren zur Einschätzung der Wirkungen der getroffenen Auswahl an Methoden und Daten auf die Ergebnisse einer Studie (ISO 14040:2006, ISO 14044:2006) SENSITIVITÄTSPRÜFUNG – (in der Ökobilanz) Verfahren zur Überprüfung, ob die aus der Sensitivitätsanalyse gewonnenen Informationen für die Ableitung von Schlussfolgerungen und das Aussprechen von Empfehlungen relevant sind. Ein Verfahren zur Bestimmung, wie sich Veränderungen in den Daten und die Wahl der methodischen Vorgehensweise auf die Ergebnisse der Wirkungsabschätzung auswirken. (ISO 14040:2006, ISP 14044:2006) SIEDLUNGSABFÄLLE – Siedlungsabfälle sind die von kommunalen Behörden oder in ihrem Auftrag gesammelten und durch das Abfallwirtschaftssystem entsorgten Abfälle. Sie stammen größtenteils aus privaten Haushalten, aber auch ähnliche Abfälle aus Handel, Büros und öffentlichen Institutionen sind einbezogen (EUROSTAT 2008) SKALIERUNG – Darstellung der relativen Häufigkeit des Auftretens unterschiedlicher Skalierungsmethoden (Scheller 1974) SONSTIGE EINNAHMEN – andere, nicht kategorisierte Einnahmen aus dem Verkauf von anderen Entsorgungsprodukten und sonstige Erlöse. SONSTIGE KOSTEN - Sonstige Kosten wie Steuern, Abgaben, Versicherungs- und Lizenzgebühren, Strafen und Kompensationsleistungen, Rückstellungen für Altlastensanierung und Rekultivierung sowie Kosten aus Forschung und Entwicklung. SORTIERANLAGE - Abfallentsorgungsanlage, in der gemischt erfasste Abfälle in Fraktionen, insbesondere zur Rückgewinnung verwertbarer Rohstoffe, getrennt werden (TASI 1993) SORTIERRESTE – die aus den Sortierungs- / Kompostierungsprozessen verbleibende zu deponierende Fraktion SOZIALER BEREICH – Unter dem Bereich Soziales werden die sozialen Aspekte in Bezug auf abfallwirtschaftliche Systeme, wie z.B. Akzeptanz und Einstellung der Bevölkerung, verstanden. SPERRMÜLL - zum Sperrmüll zählen sperrige Einrichtungsgegenstände aus Haushalten, die wegen ihrer Größe oder Beschaffenheit nicht in die zugelassenen Abfallbehälter passen und daher nicht mit den Haushaltsabfällen in einer Mülltonne entsorgt und daher gesondert abtransportiert werden (TASI 1993) SYSTEMGRENZE - (in der Ökobilanz) Satz von Kriterien zur Festlegung, welche Prozessmodule Teil eines Produktsystems sind (ISO 14040:2006, ISO 14044:2006)

Kapitel 8 - Glossar

TECHNISCHER BEREICH – Unter dem Bereich Technik werden anlagentechnische und sammelspezifische Gegebenheiten in Bezug auf die Abfallwirtschaft verstanden THERMISCHE BEHANDLUNG - Verfahren zur thermischen Trocknung, Verbrennung, Pyrolyse oder Vergasung von Abfällen sowie Kombinationen dieser Verfahren (TASI 1993) TRANSPARENZ - offene, umfassende und verständliche Darstellung von Informationen (ISO 14040:2006, ISO 14044:2006) TREIBHAUSEFFEKT – bewirkt die Erwärmung der Erde durch Treibhausgase und Wasserdampf in der Atmosphäre. UMWELTASPEKT – (in der Ökobilanz) Bestandteil der Tätigkeiten, Produkte oder Dienstleistungen einer Organisation, der auf die Umwelt einwirken kann (ISO 14040:2006, ISO 14044:2006) UMWELTKOSTEN – (in volkswirtschaftlichen Sinne) sowohl betriebsinterne als auch externe Kosten und beinhalten alle Kosten, die im Zusammenhang mit Umweltschäden und Umweltschutzmaßnahmen entstehen (Jasch / Schnitzer 2002) UMWELTQUALITÄTSZIEL – (in der Ökobilanz) Beschreibung eines angestrebten Umweltzustandes (UBA 1999) UMWELTVERSCHMUTZUNG - die durch menschliche Tätigkeiten direkt oder indirekt bewirkte Freisetzung von Stoffen, Erschütterungen, Wärme oder Lärm in Luft, Wasser oder Boden, die der menschlichen Gesundheit oder der Umweltqualität schaden oder zu einer Schädigung von Sachwerten bzw. zu einer Beeinträchtigung oder Störung von Annehmlichkeiten und anderen legitimen Nutzungen der Umwelt führen können (5) UMWELTAUSWIRKUNGSMECHANISMUS - (in der Ökobilanz) System physikalischer, chemischer und biologischer Prozesse für eine vorgegebene Wirkungskategorie, das die Sachbilanzergebnisse mit den Wirkungsindikatoren und den Wirkungsendpunkten verbindet (ISO 14040:2006, ISO 14044:2006) VERLAGERUNGSEFFEKT - In einem Fördergebiet zum Nachteil eines anderen Gebiets erzielter Effekt (EK 2007a). VERMEIDUNGSKOSTEN - (in €/Mg CO2e) Zusätzliche Kosten bzw. Ersparnisse, die sich durch den Einsatz einer Technologie, optimierten Lösungen und Verbesserungsmaßnahmen mit geringerer Treibhausgasintensität gegenüber dem jeweils vorherrschenden Stand der Technik ergeben (ohne Berücksichtigung von Sekundäreffekten aus volkswirtschaftlicher Sicht) (McKinsey 2007) VERMINDERUNG - Das Ziel des integrierten Konzepts der Verminderung der Verschmutzung besteht darin, Emissionen in Luft, Wasser und Boden unter Einbeziehung der Abfallwirtschaft soweit wie möglich zu vermeiden und, wo dies nicht möglich ist, zu vermindern, um ein hohes Schutzniveau für die Umwelt insgesamt zu erreichen. (…) Die Umsetzung des Grundsatzes der nachhaltigen und umweltgerechten Entwicklung wird durch ein integriertes Konzept zur Verminderung der Umweltverschmutzung gefördert (5)

Kapitel 8 - Glossar

VERSAUERUNG – steht für eine Nährstoffzufuhr im Übermaß, sowohl für Gewässer als auch für Böden. VERWERTUNG - Alle Verfahren, deren Hauptzweck darauf gerichtet ist, dass die Abfälle andere Primärrohstoffe oder Primärenergieträger ersetzen, die für diese Aufgabe hätten verwendet oder eingesetzt werden müssen. Der Ersatz von Primärrohstoffen oder Primärenergieträgern kann auch außerhalb des Verfahrens, in dem die Abfälle behandelt werden, oder in nachfolgenden Behandlungsverfahren erfolgen (6) VOLLSTÄNDIGKEITSPRÜFUNG – (in der Ökobilanz) Verfahren zur Überprüfung, ob die Informationen aus den Phasen einer Ökobilanz für die Ableitung von Schlussfolgerungen – in Übereinstimmung mit der Festlegung des Ziels und des Untersuchungsrahmens – ausreichend sind (ISO 14040:2006, ISO 14044:2006) WERTSTOFFE - Abfallbestandteile oder Abfallfraktionen, die zur Wiederverwendung oder für die Herstellung verwertbarer Zwischen- oder Endprodukte geeignet sind (TASI 1993) WIEDERVERWENDUNG - ist jede Verwertungsmaßnahme, bei der Produkte oder Produktteile, die Abfall geworden sind, wieder für den gleichen Zweck gebraucht werden, für den sie hergestellt wurden; entsprechend der Definition in (4) und (9) (BDE 2006) WIRKUNGSABSCHÄTZUNG - (in der Ökobilanz) Bestandteil der Ökobilanz, der dem Erkennen und der Beurteilung der Größe und Bedeutung von potenziellen Umweltauswirkungen eines Produktsystems im Verlauf des Lebensweges des Produktes dient (ISO 14040:2006, ISO 14044:2006) WIRKUNGSENDPUNKT - (in der Ökobilanz) Eigenschaft oder Aspekt der natürlichen Umwelt, der menschlichen Gesundheit oder der Ressourcen, die oder der ein Umweltthema identifiziert, das Grund zur Besorgnis darstellt (ISO 14040:2006, ISO 14044:2006) (WIRKUNGS)INDIKATORERGEBNIS – (in der Ökobilanz) Ergebnis der Charakterisierung, wird durch die Umwandlung der Sachbilanzergebnisse in Wirkungsindikatoren und durch die Zusammenfassung innerhalb einer Wirkungskategorie erhalten (UBA 1999) WIRKUNGSKATEGORIE - (in der Ökobilanz) Klasse, die wichtige Umweltthemen repräsentiert und der Sachbilanzergebnisse zugeordnet werden können (ISO 14040:2006, ISO 14044:2006) WIRKUNGSKATEGORIE-INDIKATOR - (in der Ökobilanz) quantifizierbare Darstellung einer Wirkungskategorie, optional als „Wirkungsindikator“ bezeichnet (ISO 14040:2006, ISO 14044:2006) ZERSTÖRTE / GESCHÄDIGTE GRUNDWASSERRESSOURCEN – Quantifizierte Sickerwassermengen im Grundwasser, die zur Verdünnung des Sickerwassers notwendig wären, um Trinkwasserstandards zu erfüllen.(EPA 2005) ZUSÄTZLICHKEIT – Beurteilung, in welchem Umfang die Beschäftigungseffekte ausschließlich der Strukturfondsintervention zuzuschreiben sind (EK 2007a)

Kapitel 8 - Glossar

ZWISCHENLAGER - Abfallentsorgungsanlage, in der Abfälle entgegengenommen, ggf. vorbereitend behandelt, für die weitere Entsorgung zusammengestellt oder gelagert werden, ausgenommen sind Sammlung und Bereitstellung von Abfällen zur Entsorgung (TASI 1993)

Kapitel 9 - Quellenverzeichnis

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(Wiemann 1985) Wiemann, A.: Eine Erholungsart- und aktivitätsspezifische Freiraumbewertung Südhessens. Beispiel für eine EDV-gestützte Landschaftsbewertung mittels mathematisch-logischer Nutzwertanalyse. Institut für Kulturgeschichte und Physische Geographie, Heft 102, Frankfurt am Main, 1985 (Williams 1969) Williams, D.J.: A study of a decision model for R+D project selection. In: Operations Research Quaterly, 20, S. 361-373, 1969 (Wilson et. al 2001) Wilson, E. J., McDougall, F. R., Willmore, J.: Euro-trash: searching Europe for more sustainable approach to waste management. In: Resources, Conservation and Recycling, Volume 31, Issue 4, S. 327-346, 2001

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(Zilch et al. 2001) Zilch, K., Diederichs, C.J., Katzenbach, R (Hrsg.): Handbuch für Ingenieur. Springer Verlag, 2001 (Zimmermann / Gutsche 1991) Zimmermann, H.-J., Gutsche, L.: Multi-Criteria Analyse. Einführung in die Theorie der Entscheidungen bei Mehrfachzielsetzungen. Springer Verlag Berlin, Heidelberg, New York, 1991 (ZUSOK 2009) Zakład Unieszkodliwiania Stałych Odpadów Komunalnych, 2009, www.zusok.com.pl vom 01.09.2009 (Żygadło 2001) Żygadło, M.: Strategia gospodarki odpadami komunalnymi. Polskie Zrzeszenie Inżynierów i Techników Sanitarnych, Poznań, 2001

Normen und Gesetzestexte (1) Kreislaufwirtschafts- und Abfallgesetz vom 27. September 1994 (BGBl. I S. 2705), zuletzt geändert durch Artikel 2 des Gesetzes vom 19. Juli 2007 (BGBl. I S. 1462) (2) Richtlinie 2006/12/EG des Europäischen Parlaments und des Rates vom 5. April 2006 über Abfälle (3) Richtlinie 1999/31/EC über Deponien (4) Richtlinie 2004/12/EG 12/EG des Europäischen Parlaments und des Rates vom 11. Februar 2004 zur Änderung der Richtlinie 94/62/EG über Verpackungen und Verpackungsabfälle (5) Richtlinie 2004/35/EG des Europäischen Parlaments und des Rates vom 21. April 2004 über Umwelthaftung zur Vermeidung und Sanierung von Umweltschäden (6) Richtlinie 2008/98/EG des Europäischen Parlaments und des Rates vom 19. November 2008 über Abfälle und zur Aufhebung bestimmter Richtlinien (7) Richtlinie 89/369/EWG des Rates vom 8. Juni 1989 über die Verhütung der Luftverunreinigung durch neue Verbrennungsanlagen für Siedlungsmüll (8) Richtlinie 96/61/EG des Rates vom 24. September 1996 über die integrierte Vermeidung und Verminderung der Umweltverschmutzung (9) Richtlinie über Verpackungen und Verpackungsabfall 94/62/EC vom 20.12.1994 (10) Richtlinie 2000/76/EG des Europäischen Parlaments und des Rates über die Verbrennung von Abfällen vom 4.12.2000 (11) Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 24 maja 2005 r. w sprawie rocznych poziomów odzysku i recyklingu odpadów opakowaniowych i poużytkowych - Dz.U.2005.103.872 (Verordnung des Ministerrates über Recycling von Verpackungen) (12) Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 27 września 2001 r. w sprawie katalogu odpadów – Dz.U. 2001.112.1206 (Verordnung des Ministerrates über Abfallkatalog) (13) Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 9 sierpnia 2005 r. w sprawie stawek opłat produktowych - Dz.U.2005.157.1325 (Verordnung des Ministerrates über Produktgebühren) (14) Rozporządzenie Rady Ministrów z dnia 30 czerwca 2001 r. w sprawie rocznych poziomów odzysku i recyklingu odpadów opakowaniowych i poużytkowych - Dz. U. Nr 69/2001, poz. 719 (Verordnung des Ministerrates vom 30. Juni 2001 über Recyclings von Verpackungs- und Gebrauchsabfällen) (15) Ustawa z dnia 11 maja 2001 r. o obowiązkach przedsiębiorców w zakresie gospodarowania niektórymi odpadami oraz o opłacie produktowej i opłacie depozytowej - Dz.U.2001.63.639 (Gesetz über die Pflichten der Unternehmen im Bereich der Abfallwirtschaft) (16) Ustawa z dnia 11 maja 2001 r. o opakowaniach i odpadach opakowaniowych - Dz.U. 01.63.638 (Gesetz über Verpackungen und Verpackungsabfälle)

(17) Ustawa z dnia 20 listopada 1996 o utrzymaniu czystości porządku w gminach - Dz.U. z 1996 r. Nr 132, poz. 622 (Verordnung über Sanierung und Reinlichkeit in den Gemeinden) (18) Ustawa z dnia 21 stycznia 2005 r. o zmianie ustawy o obowiązkach przedsiębiorców w zakresie gospodarowania niektórymi odpadami oraz o opłacie produktowej i opłacie depozytowej - Dz.U. z 2005.33.291 (Gesetz über die Produkt- und Deponiegebühr) (19) Ustawa z dnia 27 kwietnia 2001 r. o odpadach - Prawo ochrony środowiska Dz.U.2001.62.627, znowelizowana Dz. U. z 2009 r. Nr 18, poz. 97 (Gesetz über den Schutz der Umwelt vom 27. April 2001) (20) Ustawa z dnia 27 lipca 2001 r. o wprowadzeniu ustawy - Prawo ochrony środowiska, ustawy o odpadach oraz o zmianie niektórych ustaw - Dz.U.2001.100.1085 (Gesetz über Inkfraftstretung vom Gesetz über den Schutz der Umwelt) (21) Verordnung (EG) Nr. 1013/2006 des Europäischen Parlaments und des Rates vom 14. Juni 2006 über die Verbringung von Abfällen (durch die Verordnung (EWG) Nr. 259/93 zur Überwachung und Kontrolle der Verbringung von Abfällen novelliert) (22) (UVP 1985) Richtlinie über die Umweltverträglichkeitsprüfung bei bestimmten öffentlichen und privaten Projekten vom 27. Juni 1985 (Richtlinie (85/337/EWG mit späteren Änderungen) (23) Richtlinie des Rates vom 15.Juli 1975 über Abfälle (75/442/EWG geändert durch Richtlinie 91/156/EWG des Rates vom 18. März 1991) (24) Richtlinie 2001/77/EG des Europäischen Parlaments und des Rates vom 27. September 2001 zur Förderung der Stromerzeugung aus erneuerbaren Energiequellen im Elektrizitätsbinnenmarkt (25) Rozporządzenie Ministra Gospodarki z dnia 14 sierpnia 2008 r. w sprawie szczegółowego zakresu obowiązków uzyskania i przedstawienia do umorzenia świadectw pochodzenia, uiszczenia opłaty zastępczej oraz zakupu energii elektrycznej i ciepła wytworzonych w odnawialnych źródłach energii – Dz. U. z 2008 Nr 156 poz. 969 (Verordnung über die Quotenverpflichtung und Preisregelung vom 14.08.2008) (26) Biomasseverordnung vom 21. Juni 2001 (BGBl. I S. 1234), geändert durch die Verordnung vom 9. August 2005 I 2419 (27) Rozporządzenie Rady Ministrów z dnia 6 czerwca 2007 r. zmieniające rozporządzenie w sprawie opłat za korzystanie ze środowiska - Dz. U. z 2007 r. Nr 106, poz. 723 (Verordnung über Umweltnutzungsgebühren) (28) Ustawa z dnia 26 lipca 2000 r. o nawozach i nawożeniu Dz. U. Nr 89, poz. 991, z póżn. zm. (Gesetz über Düngemittel und Düngung) (29) Projekt rozporządzenia z dnia 24 listopada 2008 r. w sprawie szczegółowych warunków technicznych kwalifikowania części energii odzyskanej z termicznego przekształcania odpadów komunalnych jako energii z odnawialnego źródła energii (Projekt der Verordnung über Energie aus Verbrennung von Siedlungsabfällen)

(30) Ustawa z dnia 19 grudnia 2008 r. o partnerstwie publiczno-prywatnym - Dz. U. z 2009 r. Nr 19, poz. 100 (Gesetz über PPP) (31) Ustawa z dnia 9 stycznia 2009 r. o koncesji na roboty budowlane lub usługi - Dz.U. z 2009 r. Nr 19, poz. 101. (Konzessionsgesetz über Bauarbeiten und Dienstleistungen) (32) Ustawa z dnia 10 kwietnia 1997 Prawo energetyczne – Dz. U. z 1997 r. Nr 54 poz. 348, mit späteren Änderungen (Energiegesetz - EnG)

Kapitel 10 – Abbildungsverzeichnis

10. ABBILDUNGSVERZEICHNIS Abbildung 2.1: Administrative Regelung kommunaler Abfallströme in polnischen Kommunen........................................................................................................... 18 Abbildung 2.2: Kommunales Abfallaufkommen nach gesammelten Mengen 2005-2007 und Prognose bis 2018 mit Aufteilung nach Haushaltsabfälle und aus getrennter Sammlung, Angaben in Tsd. Mg/a ...................................................... 25 Abbildung 2.3: Klassifizierung von Sammelverfahren nach der Sammeltechnik und Art der Sammlung ................................................................................................ 27 Abbildung 2.4 ZV Dolina mit Systemgrenze ......................................................... 44 Abbildung 2.5: Zusammensetzung von Haushaltsabfällen im ZV Dolina ............. 46 Abbildung 3.1: Aufteilung der Bewertungsmethoden in Abfallwirtschaft............... 76 Abbildung 3.2: Allgemeiner Ablauf einer KNA ...................................................... 86 Abbildung 3.3: Allgemeiner Aufbau einer Ökobilanz nach ISO 14040:2006......... 88 Abbildung 3.4: Überblick über Verfahren des MKEA-Verfahrens ......................... 98 Abbildung 3.5: Liste der Präferenzfunktionen mit Beschreibung in der Promethee Methode ............................................................................................................. 100 Abbildung 3.6: Beispiel des Berechnungsvorgangs in der Promethee Methode 104 Abbildung 4.1: Ablauf des entwickelten Bewertungsverfahrens für ein Entsorgungssystem für Haushaltsabfälle ........................................................... 110 Abbildung 4.2: Entsorgungsalternative 0............................................................ 118 Abbildung 4.3: Entsorgungsalternative 1............................................................ 121 Abbildung 4.4: Entsorgungsalternative 2............................................................ 123 Abbildung 4.5: Entsorgungsalternative 3............................................................ 127 Abbildung 5.1: Zusammenstellung direkter Kosten (ohne Deponiesteuer) nach EA im betrachteten ZV Dolina für Entsorgung von HH-Abfällen im Bezugsjahr 2006, Angaben in €/Mg ................................................................................................ 175 Abbildung 5.2: Zusammenstellung direkter Einnahmen nach EA im betrachteten ZV Dolina aus Entsorgung von HH-Abfällen im Bezugsjahr 2006, Angaben in €/Mg pro Jahr .................................................................................................................... 181 Abbildung 5.3: Zusammenstellung direkter Nutzen und Kosten für Entsorgung von HH-Abfällen pro Einwohner im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in €/E................................................................................................... 183 Abbildung 5.4: Zusammenstellung direkter Nutzen und Kosten für Entsorgung von HH-Abfällen pro Mg Abfall im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in €/Mg ................................................................................................ 183 Abbildung 5.5: Kosten-Nutzen Verhältnisse im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006 ................................................................................................ 188 Abbildung 5.6: Nicht-toxische Umweltauswirkungen nach EA aus Entsorgung von HH-Abfällen im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in Tsd. PE........................................................................................................................... 191 Abbildung 5.7: Toxische Umweltauswirkungen nach EA aus Entsorgung von HH-Abfällen im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in Tsd. PE.. 195 Abbildung 5.8: Zusätzliche Umweltauswirkungen nach EA aus Entsorgung von HH-Abfällen im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben ZV Dolina in Tsd. PE .............................................................................................................. 198

Abbildung 5.9: Verbrauch von fossilen Energieträgern nach EA aus Entsorgung von HH-Abfällen im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in Tsd. PE........................................................................................................................... 206 Abbildung 5.10: Ergebnis der Ökobilanzmethode unter Berücksichtigung von Wirkungsabschätzungskategorien nach einzelnen EA aus Entsorgung von HH-Abfällen im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in Tsd. PE.. 208 Abbildung 5.11: Nutzwerte der technischen Bewertungskriterien T.1 – T.6 in Bezug auf einzelne EA im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in Nutzwerten ......................................................................................................... 209 Abbildung 5.12: Ergebnisse der Befragung – Bewertungskriterium T.1 „Entsorgungssicherheit eines Entsorgungssystems“ nach einzelnen Indikatoren im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in Nutzwerten ............... 210 Abbildung 5.13: Ergebnisse der Befragung – Bewertungskriterium T.2 „Kapazität der Abfallbehandlungsanlagen“ nach einzelnen Indikatoren im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in Nutzwerten.......................................... 212 Abbildung 5.14: Ergebnisse der Befragung - Bewertungskriterium T.3 „Auslastung der Abfallbehandlungsanlagen und Entsorgungsunternehmen“ nach einzelnen Indikatoren im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in Nutzwerten........................................................................................................................... 213 Abbildung 5.15: Ergebnisse der Befragung – Bewertungskriterium T.4 „Effizienz bei der Produkterzeugung aus Entsorgungsprozessen“ nach einzelnen Indikatoren im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in Nutzwerten ............... 214 Abbildung 5.16: Ergebnisse der Befragung – Bewertungskriterium T.5 „Technische Effizienz der Sammlung“ nach einzelnen Indikatoren im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in Nutzwerten ......................................................... 216 Abbildung 5.17: Ergebnisse der Befragung – Bewertungskriterium T.6 „Technische Flexibilität der Sammelsysteme“ nach einzelnen Indikatoren im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in Nutzwerten.......................................... 218 Abbildung 5.18: Ergebnisse der sozialen Bewertungskriterien S.1 – S-5 in Bezug auf einzelne EA im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in Nutzwerten ......................................................................................................... 219 Abbildung 5.19: Ergebnisse der Befragung der Einwohner - Bewertungskriterium S.1 "Einwohnerakzeptanz " nach einzelnen Indikatoren im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in Nutzwerten..................................................... 221 Abbildung 5.20: Ergebnisse der Befragung der Einwohner - Bewertungskriterium S.2 "Bürgerengagement und -einstellung" nach einzelnen Indikatoren im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in Nutzwerten ............... 222 Abbildung 5.21: Ergebnisse der Befragung der Kommune - Bewertungskriterium S.3 "Sicherung der Arbeitsplätze im Entsorgungssystem" nach einzelnen Indikatoren im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in Nutzwerten........................................................................................................................... 225 Abbildung 5.22: Ergebnisse der Befragung der Einwohner - Bewertungskriterium S.4 "Leistungsqualität innerhalb der Abfallbehörde" nach einzelnen Indikatoren im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in Nutzwerten ............... 226

Abbildung 5.23: Ergebnisse der Befragung der Einwohner - Bewertungskriterium S.5 "Leistungsqualität von Sammelunternehmen" nach einzelnen Indikatoren im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in Nutzwerten ............... 230 Abbildung 5.24: Partielle und vollständige Ordnung der EA im dargestellten Bewertungsverfahren ......................................................................................... 233 Abbildung 5.25: Anzahl Antworten im Bereich Soziales nach erreichter Punktezahl nach einzelnen EA im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in Anzahl ................................................................................................................ 252 Abbildung 5.26: Anzahl Antworten im Bereich Technik nach erreichter Punktezahl nach einzelnen EA im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in Anzahl ................................................................................................................ 253

Kapitel 11 – Tabellenverzeichnis

11. TABELLENVERZEICHNIS Tabelle 2.1: Zusammenfassung der Vorgaben der ausgewählten EU-Richtlinien zu Siedlungsabfällen ................................................................................................. 11 Tabelle 2.2: Rechtsformen kommunaler Abfallwirtschaft...................................... 12 Tabelle 2.3: Organisationsformen in der Abfallwirtschaft ..................................... 13 Tabelle 2.4: Einflussfaktoren bei der Wertstoffsammlung im Bring- und Holsystem............................................................................................................................. 28 Tabelle 2.5: Anzahl polnischer Kommunen mit getrennt gesammelten Fraktionen im Jahr 2006 ............................................................................................................. 30 Tabelle 2.6: Technische Parameter der MVA in Warschau – Überblick, Angaben 2009 ..................................................................................................................... 33 Tabelle 2.7: Quantitative Ziele der Abfallwirtschaft im Hinblick auf Haushaltsabfälle aus der Deponierichtlinie und dem Nationalen Abfallwirtschaftsplan 2010 für Polen............................................................................................................................. 39 Tabelle 2.8: Qualitative Ziele der Abfallwirtschaft im Hinblick auf Haushaltsabfälle in Polen aus dem Nationalen Abfallwirtschaftsplan 2010 für Polen und Regionalen Abfallwirtschaftsplan für Pomorskie Woiwodschaft 2010 ..................................... 39 Tabelle 2.9: Spezifische Abfallmengen (in Tsd. Mg/a und in kg/E pro Jahr) und Einwohnerzahl (in Tsd.) in Polen, Pomorskie Woiwodschaft und ZV Dolina – Ist-Zustand und Prognose bis 2018........................................................................... 45 Tabelle 2.10: Prognose der Abfallzusammensetzung gemischter Haushaltsabfälle für den ZV Dolina im Zeitraum 2010-2018, Angaben in % ................................... 47 Tabelle 2.11: Angaben zu Fläche (in km²), Einwohnerzahl (in Tsd.) und Bevölkerungsdichte (E/km²) in den Kommunen des ZV Dolina ............................ 48 Tabelle 2.12: Angaben Angaben zu Einwohner-, Haushalts-, Häuser- und Wohnblockzahl in den Kommunen des ZV nach Aufteilung in Stadteile (nur Gdynia), Städte und Landkreise ........................................................................... 49 Tabelle 2.13: Zusammenstellung von Angaben über Entsorgungsunternehmen zu Rechtsformen, Mitarbeiterzahl, Marktanteilen und angeschlossenen Kommunen im ZV Dolina.............................................................................................................. 51 Tabelle 2.14: Zusammenstellung von bestehenden Abfallbehandlungsanlagen mit ausgewählten technischen Daten und geplanten Investitionen für kommunale Abfälle im ZV Dolina............................................................................................. 53 Tabelle 2.15: Zusammenstellung von geplanten Abfallbehandlungsanlagen mit ausgewählten technischen Daten für kommunale Abfälle im ZV Dolina............... 54 Tabelle 2.16: Kalkulationsschemata der Höchstentsorgungsgebühr für gemischte Haushaltsabfälle und für die getrennte Sammlung für die Einwohner im ZV Dolina............................................................................................................................. 56 Tabelle 3.1 Planungsstufen zum Vollzug kommunaler Abfallwirtschaft................ 59 Tabelle 3.2: Allgemeine methodische und anwenderbezogene Anforderungsziele an Bewertungsverfahren ...................................................................................... 63 Tabelle 3.3: Allgemeine Anforderungen an Bewertungsmethoden mit Anforderungszielen und Beispielen ...................................................................... 66 Tabelle 3.4: Allgemeine Anforderungen an Indikatoren mit Anforderungszielen .. 68 Tabelle 3.5: Allgemeine Anforderungen an Datenqualität für ein Bewertungsverfahren mit Anforderungszielen und Beispielen ............................. 69

Tabelle 3.6: Interne und externe Faktoren zur Berücksichtigung bei der Ableitung von Entsorgungsalternativen ................................................................................ 71 Tabelle 3.7: Gegenüberstellung gängiger Bewertungsmethoden mit Zielen, Anwendungsfeldern, -bereichen, normativer Basis, Skalen, Zuordnungs- und Aggregationsregeln und Ergebnis ........................................................................ 74 Tabelle 3.8: Überblick reiner Ansätze von wissenschaftlichen Bewertungsmethoden in abfallwirtschaftlichen Fragestellungen .............................................................. 78 Tabelle 3.9: Überblick gemischter Ansätze von wissenschaftlichen Bewertungsmethoden in abfallwirtschaftlichen Fragestellungen .......................... 80 Tabelle 3.10: Kritikpunkte an Bewertungsmethoden und –verfahren mit Beispielen und Konsequenzen............................................................................................... 84 Tabelle 3.11: Stärken und Schwächen der Kosten-Nutzen-Analyse .................... 87 Tabelle 3.12: Überblick über Methoden zur Wirkungsabschätzung im Rahmen von Ökobilanzen.......................................................................................................... 91 Tabelle 3.13: Stärken und Schwächen der Ökobilanzmethode ............................ 93 Tabelle 3.14: Allgemeine Einstufung in einer Likert-Skala.................................... 94 Tabelle 3.15: Allgemeiner Ablauf einer Nutzwertanalyse ..................................... 95 Tabelle 3.16: Stärken und Schwächen der Nutzwertanalyse ............................... 97 Tabelle 3.17: Vorgehensweise einer Promethee Methode ................................. 102 Tabelle 3.18: Stärken und Schwächen der Promethee Methode........................ 106 Tabelle 4.1: Überblick über Anforderungen an das Bewertungsverfahren und dessen Elemente................................................................................................ 108 Tabelle 4.2: EA- 0 – ankommende Abfallmengen und Annahmen zur Effizienz, Entfernungen und Kraftstoffverbrauch................................................................ 119 Tabelle 4.3: EA- 1 – ankommende Abfallmengen und Annahmen zur Effizienz, Entfernungen und Kraftstoffverbrauch................................................................ 122 Tabelle 4.4: EA- 2 – ankommende Abfallmengen und Annahmen zur Effizienz, Entfernungen und Kraftstoffverbrauch................................................................ 124 Tabelle 4.5: EA- 3 – ankommende Abfallmengen und Annahmen zur Effizienz, Entfernungen und Kraftstoffverbrauch................................................................ 126 Tabelle 4.6: Zusammenstellung von direkten Kosten nach Entsorgungsprozessen innerhalb eines Entsorgungssystems zur KNA................................................... 130 Tabelle 4.7: Zusammenstellung von Behältermengen nach Typen und behälterspezifischen Kosten inkl. Instandhaltung und Beschaffung nach EA im Zweckverband .................................................................................................... 131 Tabelle 4.8: Zusammenstellung von Kostenberechnungsformeln für Entsorgungsanlagen........................................................................................... 133 Tabelle 4.9: Standortspezifische Wertstoffpreise für die Berechungen in der KNA........................................................................................................................... 138 Tabelle 4.10: Allgemeine Energiepreise für Polen nach Energiequellen und –arten für 2005 und 2006 .............................................................................................. 139 Tabelle 4.11: Anteil und Wert der einzelnen Kategorien innerhalb der externen Verkehrskosten in ausgewählten Ansätze.......................................................... 142 Tabelle 4.12: Monetarisierung der Entsorgungs-Km .......................................... 142 Tabelle 4.13: Monetarisierung der Unannehmlichkeit pro Mg entsorgter Abfälle 144 Tabelle 4.14: Struktur der Deponiegebühren in Polen........................................ 145

Tabelle 4.15: Indikative Parameter für die Schätzung der Nettobeschäftigungseffekte bei Großprojekten .................................................. 146 Tabelle 4.16: Zusammenstellung von direkt und indirekt erfassbaren Kosten und Nutzen für die KNA............................................................................................. 150 Tabelle 4.17: Standortspezifische Annahmen zur Abfallsammlung.................... 151 Tabelle 4.18: Standortspezifisches Abfallvolumen pro Einwohner/Jahr pro Fraktion, Angaben in m3.................................................................................................... 152 Tabelle 4.19: Allgemeine Annahmen zu Sammelfahrzeugen............................. 153 Tabelle 4.20: Allgemeine Annahmen zu Abfallbehandlungsanlagen.................. 154 Tabelle 4.21: Allgemeiner technischer Stand und Emissionen aus der Entstehung und Erfassung von Deponiegas und Sickerwasser ............................................ 155 Tabelle 4.22: Auswahl der Kategorien in der Sachbilanz und Wirkungsabschätzung in der EDIP-Methode.......................................................................................... 156 Tabelle 4.23: Zusammenstellung von Informationsquellen für Bewertungskriterien für technische und soziale Aspekte im Bewertungsverfahren ............................ 163 Tabelle 4.24: Skalenarten mit Antwortbereich zur Bewertung von technischen und sozialen Kriterien im Rahmen des entwickelten Verfahrens............................... 164 Tabelle 4.25: Kriterienzuordnung zu einzelnen Entsorgungsteilnehmer im entwickelten Bewertungsverfahren..................................................................... 165 Tabelle 4.26: Auswahl der Bewertungskriterien mit zugeordneten Indikatoren im Bereich Technik für das entwickelte Bewertungsverfahren ................................ 166 Tabelle 4.27: Auswahl der Bewertungskriterien mit zugeordneten Indikatoren im Bereich Soziales für das entwickelte Bewertungsverfahren ............................... 167 Tabelle 4.28: Zusammenstellung von Aggregations- und Gewichtungsregeln sowie von Ergebnissen im dargestellten Bewertungsverfahren ................................... 170 Tabelle 4.29: Präferenzfunktionen, Schwellenwerte und Extreme für Kriterien zur Promethee Methode........................................................................................... 170 Tabelle 5.1: Gesamte direkte Kosten pro Jahr für Entsorgung von HH-Abfällen im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in Mio. €/a .................... 172 Tabelle 5.2: Gesamte direkte Einnahmen pro Jahr aus Entsorgung von HH-Abfällen im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in Mio. €/a................ 178 Tabelle 5.3: Gesamte indirekte Kosten pro Jahr für Entsorgung von HH-Abfällen im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in Mio. €/a .................... 185 Tabelle 5.4: Gesamter indirekter Nutzen pro Jahr aus Entsorgung von HH-Abfällen im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in Mio. €/a................ 187 Tabelle 5.5: CO2-Emissionen nach einzelnen EA, Angaben in Mio. Mg............. 189 Tabelle 5.6: Gesamte toxische Umweltauswirkungen nach EA aus Entsorgung von HH-Abfällen im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in Tsd. PE........................................................................................................................... 199 Tabelle 5.7: Aggregierte Ergebnisse einer Wirkungsabschätzung nach ausgewählten Schwermetallen und sonstigen Schadstoffen nach EA aus Entsorgung von HH-Abfällen im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in PE ................................................................................................... 200 Tabelle 5.8: Bewertungsmatrix mit zusammengestellten Ergebnissen einzelner Methoden nach EA im dargestellten Bewertungsverfahren im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006 ................................................................................ 232

Tabelle 5.9: Berechnung der Ausgangsflüsse für Stärkenmaß und Eingangsflüsse für Schwächenmaß einer EA gegenüber allen weiteren EA in der Promethee Methode für die berechneten Ergebnisse des dargestellten Bewertungsverfahrens im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006.................................................. 232 Tabelle 5.10: Einfluss der Veränderungsvorgaben auf direkte Kosten nach einzelnen EA im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in % ... 235 Tabelle 5.11: Einfluss der Veränderungsvorgaben auf direkte Einnahmen nach einzelnen EA im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in % ... 237 Tabelle 5.12: Einfluss der Änderung der Variablen auf das Ergebnis der Ökobilanz nach einzelnen EA im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in %........................................................................................................................... 240 Tabelle 5.13: Vergleich der Abfallzusammensetzung im ZV Dolina und Berlin, Angaben in % ..................................................................................................... 245 Tabelle 5.14: Einfluss der Änderung der Variablen auf das Ergebnis der NWA für technische Kriterien nach einzelnen EA im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in % ........................................................................................... 247 Tabelle 5.15: Einfluss der Änderung der Variablen auf das Ergebnis der NWA für soziale Kriterien nach einzelnen EA im betrachteten ZV Dolina im Bezugsjahr 2006, Angaben in % ..................................................................................................... 249 Tabelle 5.16: Zusammenstellung quantitativer Ziele der Abfallwirtschaft mit Optimierungspotenzialen im betrachteten ZV Dolina im Zeitraum bis 2020, Angaben in % und Tsd. Mg ................................................................................ 255 Tabelle 5.17: Zusammenstellung des Zielerreichungsgrads der Zielvorgaben quantitativer Ziele bis Ende 2013 nach EA mit Optimierungspotenzialen im betrachteten ZV Dolina im Zeitraum bis 2013, Angaben in % und Tsd. Mg ....... 256 Tabelle 5.18: Zusammenstellung qualitativer Ziele der Abfallwirtschaft mit Optimierungspotenzialen im betrachteten ZV Dolina.......................................... 257 Tabelle 5.19: Überprüfung der Robustheit des Ergebnisses der Promethee Methode (Wertspanne p=5%, q=20%) im dargestellten Bewertungsverfahren .. 261 Tabelle 5.20: Überprüfung der Robustheit des Ergebnisses der Promethee Methode (Wertspanne p=10%, q=30%) im dargestellten Bewertungsverfahren 262 Tabelle 6.1: Vergleich von Versauerung und Treibhauseffektauswirkungen nach europäischen Szenarien und betrachtetem polnischen ZV Dolina, Angaben in kg SO2-Äq./Mg und kg CO2-Äq./Mg......................................................................... 268 Tabelle 6.2: Gebühren für die Abfallannahme zur Deponierung und Verbrennung nach EU-Ländern, Angaben in €/Mg .................................................................. 270 Tabelle 6.3: Zusammenstellung von Investitions- und Betriebskosten bei extremen Kapazitäten......................................................................................................... 272 Tabelle 6.4: Investitionskosten von MVA und Kosten der Rauchgasreinigungsanlagen in europäischen Ländern – Zusammenstellung.... 274 Tabelle 6.5: Vergleich von Abfallbehandlungskosten (MBA, MVA) im betrachteten ZV Dolina und europäischen Anlagen ................................................................ 275

Kapitel 12 – Anhänge

12-351

12. ANHÄNGE Anhang 12-1: Anzahl der Haushalte nach Bezirken mit Einwohnerzahl für Stadt Gdynia

Anzahl Haushalte Bezirksname

Anzahl Gebäude Siedlung

WB2 MFH3 EFH4 insg. Siedlung

insg. Bezirk¹

GDYNIA I 4869 8325 1257 6327 147531 46500 Orłowo 1350 124 1042 1976 3142 3142 7352

Wzg. Bernardowo 267 267

Osada Bernardowo 10 10

Os. Hovnanian 131 131

Mały Kack

1437 sonstige 152 215 1744 2111

2519 6834

Os. Fikakowo 100 100 Wielki Kack

651 pozostałe 1422 851 2273

2373 6722

Karwiny I 1290 8 1298

Karwiny II 1776 30 1806 Karwiny

148 Karwiny III 1231 17 1248

4352 12171

Dąbrowa 1283 2230 1293 3523 3523 13428

GDYNIA II 4820 13856 14666 4804 309851 79968 Śródmieście 531 1436 7211 22 8669 8669 17257

Kamienna Góra 276 441 950 335 1726 1726 5182

Moniuszki 1254 21 112 1387 Wzg. Św. Maks.

997 sonstige 813 3664 1001 5478

6865 13936

Redłowo 790 2135 14 867 3016 3016 7957

Działki Leśne 603 773 2742 627 4142 4142 10301

Witomino Radiostacja 142 4398 42 64 4504 4504 11598

Witomino Leśniczówka 529 2606 13 610 3229 3229 8891

Chwarzno 9 809 818 Chwarzno-Wiczlino

952 Wiczlino 357 357

1175 4846

GDYNIA III 2847 16596 11068 2613 248011 72028 Grabówek 432 842 10285 441 11568 11568 11111

Leszczynki 687 606 220 383 1209 1209 8992

Chylonia 770 8268 403 891 9562 9562 28901

Cisowa 434 4901 160 556 5617 5617 14737

Pustki- Demptowo 312 312 2633 8287

12-352

Pustki 1718 305 2023

Os. Zamek 261 12 273

Demptowo

524 Marszewo 25 25

GDYNIA IV 2020 13021 509 2573 156441 53348 Obłuże 623 6292 89 682 7063 7063 21258

Oksywie 598 2696 367 795 3858 3858 14018

Babie Doły 47 692 67 759 759 2656

P. Dolne 1263 53 924 2240 Pogórze

752 P. Górne 2078 105 2183

4423 15416

GESAMT 14556 51798 27500 16317 861831 251844 1 geschätzte Werte 2 WB – Wonhblöcke; 3 MFH – Mehrfamilienhäuser, 4 EFH – Einfamilienhäuser; 5 EZ – Eiwohnerzahl Quelle: Eigene Darstellung nach Angaben von KZG (2006) und aktualisiert für 2006 von GUS (2006)

Anhang 12-2: Anzahl der Haushalte nach Bezirken mit Einwohnerzahl für Stadt Sopot

Anzahl Haushalte Bezirk Siedlungs-

name WB MFH EFH insg. Siedlung

insg. Bezirk

Brodwino 1866 3 1869 Brodwino-Kamienny Potok Kam. Potok 1917 185 344 2446

4315 9051

Sopot Dolny 826 4488 856 6170 13406

Świemirowo 232 72 304

Mickiewicza 579 295 245 1119

Przylesie 942 43 148 2301

Sopot Górny

pozostałe 1168 2 251 677 4096

GESAMT 7298 7494 2345 12135 18305 39624 WB – Wohnblöcke; MFH – Mehrfamilienhäuser, EFH – Einfamilienhäuser; EZ – Eiwohnerzahl Quelle: Eigene Darstellung nach Angaben von KZG (2006) und aktualisiert für 2006 von GUS (2006)

12-353

Anhang 12-3: Anzahl der Haushalte nach Bezirken mit Einwohnerzahl für Städte Wejherowo, Rumia und Reda

WB MFH EFH STADT / GEMEINDE

WZ1 EZ2 WZ EZ WZ EZ EZ gesamt

Wejherowo 5543 20343 2052 6772 4800 17648 45522

Rumia 198 16980 0 0 5340 26606 44551

Reda 0 0 88 7951 1963 9627 18610 WZ – Wohnungszahl; EZ – Einwohnerzahl; WB – Wohnblöcke; MFH – Mehrfamilienhäuser, EFH – Einfamilienhäuser Quelle: Eigene Darstellung nach Angaben von KZG (2006) und aktualisiert für 2006 von GUS (2006) Anhang 12-4: Anzahl der Haushalte nach Bezirken mit Einwohnerzahl für Gemeinde Kosakowo

Gemeinde Dorf EFH EZ

Os. Suchy Dwór 62 609

Pogórze 239 905

Kosakowo 158 549

Dębogórze 176 795

Pierwoszyno 132 595

Mosty 256 1234

Mechelinki 81 300

Rewa 218 903

Kazimierz 50 350

Kosakowo

Dębogórze Wybudowanie 46 301

GESAMT 1418 8322 EFH – Einfamilienhäuser; EZ – Einwohnerzahl Quelle: Eigene Darstellung nach Angaben von KZG (2006) und aktualisiert für 2006 von GUS (2006)

12-354

Anhang 12-5: Anzahl der Haushalte nach Bezirken mit Einwohnerzahl für Gemeinde Wejherowo

Gemeinde Dorf WZ und EFH EZ

Bieszkowice 198

Bolszewo 4816

Góra Pomorska 455

Gniewowo 345

Gościcino 4295

Gowino 694

Kniewo 276

Kąpino 272

Łużyce 354

Nowy Dwór 370

Orle 1022

Łętkowice 341

Reszki 119

Sopieszyno 320

Ustarbowo 215

Warszkowo 206

Zamostne 156

Wejherowo

Zbychowo

44 WZ und 571EFH

GESAMT 44 + 571 19059 WZ – Wohnungszahl; EFH – Einfamilienhäuser Quelle: Eigene Darstellung nach Angaben von KZG (2006) und aktualisiert für 2006 von GUS (2006)

12-355

Anhang 12-6: Zusammenstellung von Fläche (km2), Einwohnerzahl (Tsd.), %-Anteil in der Gesamteinwohnerzahl im VZ und %-Änderung zum Vorjahr (in%), Angaben für die Jahre 2003-2006

2003 2004 2005 2006

Stadt / Gemeinde Fläche (km²) EZ (Tsd.)

% von 100

±Δ% VJ= 100

EZ (Tsd.)

% von 100

±Δ% VJ= 100

EZ (Tsd.)

% von 100

±Δ% VJ= 100

EZ (Tsd.)

% von 100

±Δ% VJ= 100

Gdynia (Stadt) 136 254 59,6 0,0 253 59,4 -99,9 253 59,2 -0,2 252 58,9 -0,4

Sopot (Stadt) 17 41 9,7 -0,9 41 9,5 -99,9 40 9,4 -1,2 40 9,3 -1,1

Wejherowo (Stadt) 26 45 10,5 -0,5 45 10,5 -99,9 45 10,5 0,7 46 10,6 1,2

Rumia (Stadt) 30 44 10,4 0,3 44 10,4 -99,9 44 10,4 0,7 45 10,4 0,2

Reda (Stadt) 29 18 4,2 2,0 18 4,2 -99,9 18 4,3 1,4 19 4,4 1,4

GESAMT STÄDTISCHE GEBIETE 238 401 94,4 0,0 401 94,0 -99,9 401 93,9 0,0 400 93,6 -0,1

Wejherowo (Gemeinde) 194 17 4,0 4,5 18 4,2 -99,9 18 4,3 3,5 19 4,5 3,9

Kosakowo (Gemeinde) 50 7 4,0 2,5 8 1,8 -99,9 8 1,9 3,5 8 1,9 5,3

GESAMT LÄNDLICHE GEBIETE 244 24 7,9 3,9 25 6,0 5,7 26 6,1 3,5 27 6,4 4,3

Quelle: Eigene Darstellung nach GUS (2006)

12-356

Anhang 12-7: Zu- und Abwanderungen innerhalb des ZV Dolina in Jahren 2003-2006, Angaben in Personen

2003 2004 2005 2006 Stadt / Gemeinde

ZU AB ±Δ ZU AB ±Δ ZU AB ±Δ ZU AB ±Δ

Gdynia (Stadt) 3593 3200 393 3876 3568 308 3527 3539 -12 3703 4124 -421

Sopot (Stadt) 714 841 -127 695 810 -115 643 692 -49 695 951 -256

Wejherowo (Stadt) 636 867 -231 978 887 91 976 781 195 1347 949 398

Rumia (Stadt) 944 321 623 841 393 448 1000 419 581 1007 422 585

Reda (Stadt) 579 765 -186 561 821 -260 550 725 -175 635 935 -300

Wejherowo (Gemeinde) 790 196 594 888 186 702 682 234 448 824 245 579

Kosakowo (Gemeinde) 294 96 198 533 77 456 322 114 208 462 103 359

GESAMT 7550 6286 1264 8372 6742 1630 7700 6504 1196 8673 7729 944

ZU - Zuwanderung / a

AB - Abwanderung / a

Quelle: Eigene Darstellung nach GUS (2006)

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Anhang 12-8: Anhang 12-8: Allgemeine Bewertungsmethoden

Ökologische Risikoanalyse (ÖRA) Die ÖRA wurde als Methode zur Betrachtung natürlicher Ressourcen in einem Regionalplanungsraum entwickelt und für die Durchführung einer Umweltverträglichkeitsprüfung weiterentwickelt (Scholles 2005). Ziel dieser Methode ist die Beurteilung der ökologischen Nutzungsverträglichkeit. Sie versteht sich als "Versuch einer planerischen Operationalisierung des Verursacher-Auswirkung-Betroffener-Zusammenhangs, d.h. als eine Form der Wirkungsanalyse im Mensch-Umwelt-System" (Bachfischer 1978 in Scholles 2005). Die Bewertung erfolgt formal durch die Bildung der drei Aggregatsgrößen: Risiko der Beeinträchtigung, Beeinträchtigungsempfindlichkeit und Intensität potenzieller Beeinträchtigung (Beeinträchtigungsintensität). Der Ablauf teilt sich in die Untersuchung der Betroffenen (natürliche Faktoren) und der Verursacher (Nutzungsansprüche) (Scholles 2005). In der Umweltplanung findet die Methode ihre Anwendung durch solche Elemente wie Relevanzbäume, Präferenzmatrix und Begrifflichkeit und Klassenbildung zwecks Einschätzung. Umweltverträglichkeitsprüfung (UVP) UVP dient zur systematischen und umfassenden Prognose und Bewertung der Folgen, die eine geplante Aktivität voraussichtlich für die Umwelt haben wird“ (Schütz / Wiedemann 1993). Die UVP ist ein Teil des öffentlichen Verfahrens, in dem über die Zulassung von Projekten öffentlicher oder privater Hand entschieden wird, die potenziellen Wirkungen auf die Natur und Umwelt haben können (Stahl 1998). Es besteht keine definierte Methode für Bewertungen in der UVP. Angewandt werden Methoden wie z.B. Nutzwertanalyse, mathematische Verfahren und Risikoanalyse. Umweltqualitätsziele und gesetzliche Bewertungsmaßstäbe werden ebenfalls in die Bewertung einbezogen. Mit der UVP als Teil eines Genehmigungsverfahrens sollen medienübergreifend alle Umweltauswirkungen zusammengefasst werden. Produktlinienanalyse (PLA) Die PLA ist eine umfassende Methode zur Bewertung von Produkten und bezieht sämtliche Auswirkungen eines Produkts auf seinem Lebensweg von der Rohstoffbeschaffung über Herstellung, Verarbeitung, Transport, Verwendung bis zur Nachnutzung (Recycling) inkl. Entsorgung (Abfall) ein. Dabei wird die Betrachtungsmatrix über die Bereiche Umwelt, Wirtschaft und Gesellschaft ausgedehnt. Der Nutzenaspekt und die Auswahl von Alternativen sind von besonderer Bedeutung. Die Einbeziehung von ökonomischen und gesellschaftlichen Aspekten unterscheidet die Produktlinienanalyse von anderen Verfahren, wie z.B. der Ökobilanz, die sich auf die Auswirkungen für die Umwelt

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beschränken (Grießhammer 1991). Wegen ihres Fokus auf Produkte und nicht auf Systeme ist die Methode bei der Bewertung von Entsorgungssystemen nicht anwendbar. Ganzheitliche Bilanzierung (GABI) Die GABI-Methode wurde Ende der 80er Jahre entwickelt. Sie stellt den Anspruch, den Umweltschutz als gleichberechtigten Faktor neben technischen und wirtschaftlichen Anforderungen bei der Produktentwicklung zu berücksichtigen. Die Methode ist ein Hilfsmittel in Bezug auf Verfahrenstechnik, Kosten und Recycling (z.B. Recyclingfähigkeit bei der Produktentwicklung). Im Bereich Abfallentsorgung wurde die Methode bisher kaum angewandt (Eyerer 1996, Bohnacker 1998, Salhofer 2001b). Kosten-Wirksamkeitsanalyse (KWA) Die KWA ist eine Methode zur Wirkungsbschätzung einer Maßnahme (Umweltbelastung), indem die monetären Kosten dabei in Beziehung zu nicht monetär bewertbaren Wirkungen gesetzt werden (Zangemeister 2000, Hillenbrand / Böhm 2003), In dem Ansatz von Eder et al. (2002) werden „(…) Die Wirksamkeitswerte eines Maßnahmenfalles auf der Ebene der Unterziele aggregiert und dort gewichtet. Die Summe der gewichteten Wirksamkeitswerte wird zu einem maßnahmenfallbezogenen Gesamtwirksamkeitswert transformiert, die Kosten des Maßnahmenfalls auf die Kosten des Planungsnullfalles normiert und je Maßnahmenfall ein Gesamtwirksamkeitswert-Kosten-Verhältnis ermittelt”. Als Ergebnis erhält man eine Effizienzaussage in der Form Zielwirksamkeit-Kosten-Verhältnis (Zangemeister 2000). Die Kosten-Wirksamkeitsanalyse ist jedoch nicht in der Lage, die verschiedenen Handlungskonsequenzen zu den Gesamtvorteilen einer Alternative indizierenden Effizienzaussage zusammenzufassen und damit ein eindeutiges Entscheidungskriterium vorzulegen (Zangemeister 1971, Schmidt 1995). Verbal-argumentative Bewertung (VAB) Die VABI dient zur Bewertung von Projekten und Plänen aller Art nicht durch arithmetische oder logische Aggregation sondern durch Argumentation. Ein ausformuliertes Zielsystem ist daher nicht erforderlich. Die Methode erlaubt eine einfache und schnelle Erfassung der spezifischen Bedingungen und ist damit zeit- und kostengünstig. Die Ergebnisse sind meist allgemeinverständlich (Otto-Zimmermann 1989, Scholles 2005) Die Methode ist heute vor allem in der Praxis der UVP verbreitet, da diese meist verwaltungsintern durchgeführt wird und weniger methodischen Aufwand erfordert (Otto-Zimmermann 1989). Die Methode gilt nicht als eine formalisierte Methode, ist aber als wichtige Ergänzung zur Raumempfindlichkeitsuntersuchung, ÖRA und GABI zu betrachten.

12-359

Anhang 12-9: Methoden zur Wirkungsabschätzung zur Anwendung nach der Sachbilanz ABC-Analyse Ziel und Beschreibung der Bewertungsmethode Die ABC-Methode kommt ursprünglich aus der der Materialwirtschaft und ist ein Instrument zur innerbetrieblichen Schwachstellenanalyse. Durch das Institut für Ökologische Wirtschaftsforschung (IÖW) in Berlin an die umweltrelevanten Fragestellungen angepasst, dient sie als Bewertungsmodell zur Bewertung von Stoff- und Energieflüssen (Stahl 1998, Adensam et al. 2000). Die Bewertung erfolgt über ein Kriterienkataster, das mit den Anforderungen innerhalb eines Unternehmens in Übereinstimmung gebracht werden kann. Diese Analyse hat keine quantifizierbaren Rechengrößen zum Ergebnis, sondern stoffstrombezogene Umwelteinwirkungen, die in sieben Hauptkriterien (Kriterienkataster) eingestuft werden:

• umweltrechtliche Rahmenbedingungen, • gesellschaftliche Anforderungen, • Beeinträchtigungen der Umweltmedien Luft, Wasser, Boden und

Toxizität eines Stoffes (ökologisches Normalrisiko), • Störfallneigung, • internalisierte Umweltkosten (z.B. Abfallbeseitigung), • Beeinträchtigung der Umwelt im Rahmen der vor- und

nachgeschalteten Produktionsstufen, • Wertschöpfungspotential durch effektive Verwendung von Rohstoffen

und Energie.

Die Grundannahme der Methode beruht auf dem Gedanken, dass „häufig sehr wenige Faktoren ein Problem entscheidend prägen und damit die eigentliche Schlüsselstellen bilden“ (Ringeisen 1988). Die Bewertung erfolgt nach betriebspezifischen ökologischen Anforderungen (Umweltzielen) und Wertvorstellungen der in die Bewertung einbezogenen Personen (Adensam et al. 2000). Die zu bewertenden Umweltkriterien werden nach der Dringlichkeit des Handlungsbedarfs in drei Kategorien klassifiziert: A-Einstufung – höchste Dringlichkeit des Handlungsbedarfs, B-Einstufung – ökologisch bedenklich mit mittelfristigem Handlungsbedarf, C-Einstufung – keine ökologischen Bedenken, die einen Handlungsbedarf erfordern.

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Die ABC-Methode kann um die XYZ-Klassifizierung ergänzt und erweitert werden. Die X-Einstufung steht für einen hohen Mengeneinsatz, Y- Einstufung für einen mittleren Mengeneinsatz und Z- Einstufung benötigt nur einen geringen Mengeneinsatz. Die XYZ-Klassifizierung bezeichnet einen Mengenfaktor bzw. die Einwirkzeit des Schadstoffes, wodurch die Aussagekraft einer Ökobilanz mit der ABC-Methode deutlich erhöht werden kann (Prituzhalova 2006). Anwendungsbereich der Bewertungsmethode Die ABC-Methode kann in der innerbetrieblichen Schwachstellenanalyse sowie in der betrieblichen Entscheidungsfindung angewandt werden (Adensam et al. 2000). Es ist jedoch anzumerken, dass diese Methode in der Betriebswirtschaft als Instrument zur Kontrolle und Senkung der Herstellungskosten und zur Ermittlung eines relativen Umsatzanteils der einzelnen Produkte genutzt wird (Ringeisen 1988). Kritik der Bewertungsmethode Aufgrund der fallbezogenen Annahmen bei der Anwendung der ABC-Methode sind die Ergebnisse kaum vergleichbar und eignen sich nicht für externen Gebrauch (Adensam et al. 2000). Durch mangelnde Nachvollziehbarkeit und Subjektivität der Wertvorstellungen kann die Methode schwer akzeptiert für die objektive Bewertung werden. Firmenintern jedoch kann die Methode zur Optimierung der betrieblichen Prozesse, wie z.B. bei der Bestimmung der Effektivität pro Produktgruppe und in den Verbesserungsmaßnahmen, eingesetzt werden (Stahl 1998). Immissionsgrenzwertmethode Ziel und Beschreibung der Bewertungsmethode Das Konzept der Immissionsgrenzwertmethode (auch kritischer Volumina bzw. der kritischen Belastungsmengen) wurde 1984 durch das damalige Schweizer Bundesamt für Umweltschutz (heute BUWAL) in Zusammenarbeit mit der EMPA St. Gallen (Erhebung der Basisdaten) als eine Ökobilanz für diverse Packstoffe herausgegeben (Kaimer / Schade 1994). Die Immissionsgrenzwertmethode wurde speziell für die mediale Aggregation von Emissionen herausgearbeitet (Stahl 1998, Grassinger / Salhoher 1998) Diese Methode geht von einer immissionsseitigen Betrachtung unter Berücksichtigung von bestehenden gesetzlich festgelegten Immissionsgrenzwerten, wie z.B. Maximale Immissionskonzentration (MIK) oder Maximale Arbeitsplatzkonzentration (MAK), aus (Prituzhalova 2006). In der Methode werden die Emissionen mit Umweltstandards (als Grenzwerte, Richtwerte und Richtlinien verstanden) aggregiert und gewichtet, um die Ergebnisse der Sachbilanz zu wenigen Kennzahlen (Energieverbrauch, Wasser- und Luftbelastung, Deponieverbrauch durch feste Abfälle) zusammenzufassen und

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einen standardisierten Belastungsindex pro Medium zu ermitteln (Stahl 1998, Prituzhalova 2006). In der Immissionsgrenzwertmethode werden nur die Medien Luft und Wasser bewertet bzw. gewichtet (Stahl 1998) nach der Regel „dass für jeden in das Medium Luft oder Wasser abgegebenen Schadstoff ein Volumen berechnet wird, welches durch die Anwesenheit des Schadstoffes bis an den gesetzlichen Grenzwert belastet wird (kritische Belastung)“ (BUWAL 1991). Für die Berechnung der Wasser- und Luftbelastungen wird folgende Formel verwendet: KV kritisches Volumen = EGi Emission Schadstoffi (g/Produkt) / GSi Grenzwert Schadstoffi (mg/m³)

Der gesamte Energieverbrauch sowie das totale Deponievolumen der festen Abfälle können in den natürlichen Größen (MJ bzw. cm3 je kg des hergestellten Packstoffes) erfolgen (Prituzhalova 2006). Um die thermische und die elektrische Energie vergleichbar zu machen, wird ein so genannter Energieäquivalenzwert Eäq eingeführt, der mit der folgenden Gleichung berechnet wird:

)(*6,3 MJEEE elthäq η+=

η = 0,378 (mittlerer gewichteter Wirkungsgrad gemäß UCPTE-Modell) Eäq - Energieäquivalenzwert in MJ Eth - thermische Energie in MJ Eel - elektrische Energie in kWh (3,6 ist Umrechnungsfaktor kWh in MJ) Die charakteristischen Kennzahlen für das Ökoprofil der kritischen Belastung sind:

• Energieäquivalenzwert (MJ/kg) • kritische Luftmenge (m³/kg) • kritische Wassermenge (dm³/kg) • feste Abfälle (cm³/kg)

Anwendungsbereich der Bewertungsmethode Die Methode wurde in Ökobilanzen von Packstoffen (BUS 1984, BUWAL 1991) angewandt. Weiterhin kann diese Methode bei umweltpolitischen Entscheidungen und beim Vergleich verschiedener Produkte und Prozesse eingesetzt werden (Adensam et al. 2000). Kritik der Bewertungsmethode Bei der Ableitung der Umweltbelastungspunkte wurde auf schweizerische Verhältnisse zurückgegriffen, wodurch eine Übertragung der Faktoren auf andere

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Länder fraglich ist. In der Methode werden derzeit insgesamt 13 Stoffe betrachtet, obwohl etwa 1000 Stoffe im Emissionskataster der Länder ausgewiesen wurden (Kalmbach / Schmölling 1986 in Stahl 1998). Die Aggregation zu vier Kennzahlen suggeriert eine einfache Antwort auf komplexe Fragen. Aufgrund der Beliebigkeit der Gewichtung zwischen diesen Kennzahlen bleibt die Gesamtbewertung aus. Bei der Präsentation der Umweltbelastungspunkte als Ergebnis sind die subjektiven Annahmen, die in Punkteberechnung eingegangen sind, nicht zu erkennen (Adensam et al. 2000). Stoffflussmethode Ziel und Beschreibung der Bewertungsmethode Unter Stoffflussmethode (auch Methode der ökologischen Knappheit) entwickelt von Müller-Wenk (1978), werden Ansätze verstanden, die die einzelnen Emissionsmengen unter dem Aspekt der ökologischen Knappheit vergleichen (Stahl 1998). Die ökologische Knappheit wird hier als Relation zwischen Belastbarkeit einer Umweltressource und der heutigen Belastung definiert. Die einzelnen Umweltbelastungen werden mit einem Gradmesser der ökologischen Knappheit, dem so genannten Öko-Faktor in Öko-Punkten, bewertet. Die Summe aller Umweltbelastungen (UBP) bzw. deren Öko-Punkte liefert Auskunft über die gesamte, gewichtete Umweltbeanspruchung eines betrachteten Prozesses (Kaimer / Schade 1994). Zur Anwendung kommt eine lineare Funktion, die als Überlagerung (Superposition) von einzelnen toxikologischen Reaktionskurven unterschiedlicher Tiere und Pflanzen interpretiert werden kann und in der folgenden Gleichung dargestellt ist: UBP Umweltbelastungspunkt = (F Ist-Belastung · c dimensionsloser Faktor ) / Fk kritische Belastung · Fk kritische

Belastung

UBP wird aus dem Verhältnis Ist-Belastung (F) und kritischer Belastung (Fk) errechnet. Als Normalisierungsgröße wird noch einmal die kritische Belastung (Fk) multipliziert, damit eine stärkere Gewichtung der kleineren kritischen Belastungsgrößen stattfindet. Unter c (c=1012) wird ein dimensionsloser Faktor verstanden, der für die bessere Handhabbarkeit konzipiert ist (Stahl 1998). UBP werden für sieben Luftindikatoren (NO2, SO2, CO2, H-C, HCL, CH4, FCKW), sechs Wasserindikatoren (Doc, Phosphor, Chlorid, Nitrat, Sulfat, Ammonium), den Energieverbrauch, zwei Abfallarten (Siedlungs- und Sonderabfälle), Bodenverbrauch und Lärm berechnet. Die entsprechenden Umweltbelastungspunkte aus den Sachbilanzdaten werden addiert und zu einer Kennzahl aggregiert. Die Summe der Umweltbelastungspunkte gibt eine Gesamtbewertung an (Kaimer / Schade 1994, Stahl 1998).

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Anwendungsbereich der Bewertungsmethode Ursprünglich wurde diese Methode als Meßsystem für die ökologische Buchhaltung von Betrieben vorgesehen. Diese Methode ist grundsätzlich für alle gegenwärtigen und neuen potenziellen Umweltprobleme anwendbar, auch wenn derzeit nicht für alle Wirkungen Ökofaktoren bestehen (BUWAL 1997). Kritik der Bewertungsmethode Die Methode der Umweltbelastungspunkte ist einfach, nachvollziehbar und in der Schweiz gängig. Es bestehen jedoch wissenschaftliche Schwierigkeiten bei der Festlegung der Größe der kritischen Flüsse aller Stoff- und Energieflüsse. Ein Nachteil der Methode ist durch Beeinflussung von Ökofaktoren durch Politk im Bezug auf Emissionsziele geprägt. Da bei der Ableitung von Umweltbelastungspunkten die schweizerischen Verhältnisse berücksichtigt werden, ist die Übertragbarkeit der Faktoren auf andere Länder fragwürdig, ähnlich wie bei der Immissionsgrenzwertmethode (Stahl 1998). Des Weiteren ist die Methode auf eine limitierte Anzahl von Umwelteinwirkungen limitiert (BUWAL 1997, Prituzhalova 2006). Durch Aggregation zu einer Kennzahl als Ergebnis ist eine starke Vereinfachung der komplexen Fragestellungen wahrscheinlich. Mit der Stoffflussmethode ist jedoch ein Vergleich zwischen zwei Produkten hinsichtlich der Anzahl der Umweltbelastungspunkten möglich. EPS-Methode Ziel und Beschreibung der Bewertungsmethode Die EPS-Methode (Environmental Priority Strategies) geht auf Arbeiten des Schwedischen Umweltforschungsinstitutes und des Schwedischen Industrieverbandes zurück. Sie richtet sich hauptsächlich an betriebliche Entscheidungsträger und ist als Buchhaltungssystem konzipiert (Stahl 1998, Grassinger / Salhofer 2000). Die EPS-Methode wurde speziell für die Bewertung der Umweltauswirkungen von Produkten entwickelt mit dem Zweck, mit Hilfe einer ökologische Produktgestaltung und –entwicklung eine nachhaltige Entwicklung zu unterstützen. Der Beitrag der Umweltauswirkungen des Rohstoff- und Energieverbrauches sowie der Emissionen wird für die Bereiche Artenvielfalt, Produktion, menschliche Gesundheit, Ressourcen und ästhetische Werte abgeschätzt. Grundlage für die Bewertung sind Zahlungsbereitschaftsanalysen („Willingness-to-pay“-Ansatz), Vermeidungskosten und Marktpreise, die den monetären Wert der Umweltqualität und deren Veränderungen ausdrücken (Stahl 1998, Grassinger / Salhofer 2000). Die Umweltauswirkungen werden zu einer einzigen Zahl aggregiert, indem so genannte Umweltbelastungseinheiten als ELU (Environmental Load Unit), die zu einem Gesamtbelastungswert aufaddiert werden (Grassinger / Salhofer 2000).

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Anwendungsbereich der Bewertungsmethode Die Methode findet aufgrund ihrer Komplexität außerhalb Skandinaviens kaum Anwendung (Prituzhalova 2006). Im Bereich Abfallwirtschaft liegt derzeit keine verfügbare Veröffentlichung der EPS-Methode vor (Grassinger / Salhofer 2000). Kritik der Bewertungsmethode Die Durchführung der Methode benötigt eine Vielzahl von Daten und Bewertungen, woraus sich ein sehr hoher Kosten- und Zeitaufwand ergibt. Des Weiteren wird durch den Ansatz, mehrere Kriterien (monetäre und auswirkungsbezogene) miteinander zu koppeln, die Transparenz der Bewertung beeinflusst. Der Anspruch auf Praktikabilität, Vollständigkeit und Objektivität der Methode ist in der jetzigen Form nicht gewährleistet (Grassinger / Salhofer 2000). Tellus-Methode Ziel und Beschreibung der Bewertungsmethode Die Tellus-Methode wurde 1992 als eine umfassende Ökobilanz für verschiedene Verpackungsmaterialien im amerikanischen Tellus Institute, Boston, auf Basis des Schadensvermeidungskosten-Ansatzes durchgeführt (Prituzhalova 2006). Unter Schadensvermeidungskosten werden diese Kosten verstanden, die durch technische Lösungen zur Reduzierung von Umweltauswirkungen entstehen (Stahl 1998, Prituzhalova 2006). Der Ansatz bewertet die Sachbilanz und wird auf Emissionen, die der menschlichen Gesundheit schaden, begrenzt. Als eine Referenzgröße bei der Gewichtung von Umwelteinwirkungen werden in dieser Methode die Kosten zur Vermeidung von Emissionen eines Pfundes Blei ($ 1600) betrachtet. Die Kosten von anderen Substanzen können berechnet, so dass eine Aggregation zu einem Gesamtwert möglich ist. Anwendungsbereich der Bewertungsmethode Die Methode wird in den USA für die Bewertung von verschiedenen Verpackungsmaterialien angewandt. Kritik der Bewertungsmethode Die Tellus-Methode konzentriert sich auf Schadenvermeidungsoptionen, wodurch die eigentlichen ökologischen Auswirkungen nur indirekt berücksichtigt werden. Ein weiterer Nachteil der Methode wird durch verschiedene Herangehensweisen bei der Bestimmung von monetären Kosten (Schadenskosten, Schadenvermeidungskosten und Zahlungsbereitschaftsanalysen) verursacht. Daraus ergeben sich verschiedene Höhen der Geldbeträge, die weiter in der Methode als Mittelwerte verwendet werden.

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Für einige Stoffe können keine Werte über externe Kosten bestehen wodurch zusätzliche Extrapolationen nötig sind (Stahl 1998). Durch Ermittlung eines Gesamtwertes ist der Vergleich verschiedener Produkte möglich. Materialintensität pro Serviceeinheit (MIPS) Ziel und Beschreibung der Bewertungsmethode Die MIPS-Methode (Material-Intensität pro Serviceeinheit) wurde vom Wuppertal-Institut für Klima, Umwelt und Energie dargestellt. Ziel war es, einen einfachen und allgemeinen auf Prozesse, Güter und Dienstleistungen sowie auf lokaler, regionaler und globaler Ebene anwendbaren Maßstab zu erstellen, der die Umweltbelastungsintensität erfasst. Die Methode beruht auf dem Grundgedanken, dass die menschenverursachten Materialverschiebungen letztlich für alle Umweltschäden verantwortlich seien (Schmidt-Bleek 1994). Als Konsequenz der Minimierung des Materialinputs können die Umweltbelastungen verringert werden. Bei der Ermittlung von MIPS werden die Materialmassen in Masse in kg aufsummiert, die bei der Herstellung eines Produktes, einer Dienstleistung bzw. Prozesses benutzt werden. Da alle Massen gleichwertig berechnet werden, ohne Berücksichtigung ihrer spezifischen ökologischen Auswirkung, entsteht das Problem der Gewichtung unterschiedlicher Stoffströme. Dies kann durch Expertenbefragung ergänzt und gelöst werden (Stahl 1998, Prituzhalova 2006). Anwendungsbereich der Bewertungsmethode Die Methode ermöglicht ein Screening-Verfahren mit Nutzung von Grundwerkstoffen wie Stahl, Aluminium, Holz, Kunststoffe bei massenintensiven Prozessen und für die Bereiche Elektrizität und Massentransporte. Die Methode kann auch bei der Bestimmung der Materialintensität von Produkten und Dienstleistungen angewandt werden. Das MIPS-Konzept und seine praktische Anwendung in Form einer Materialintensitätsanalyse (MAIA) können in vielfältiger Art und Weise in Unternehmen (Mikro-Ebene) und Volkswirtschaften (Makro-Ebene) zur Anwendung kommen (Wuppertal Institut 2008). Als Bewertungsansatz für ein abfallwirtschaftliches Handeln scheint die Methode nur sehr bedingt geeignet. Sie kann allerdings einen ersten Überblick über die Material-Intensität von Recyclingprozessen geben, da Verwertungsoptionen mit einem hohen Energie-, Material- und/oder Transportaufwand ausgeführt werden (Grassinger / Salhofer 2000). Kritik der Bewertungsmethode Dieser Ansatz konzentriert sich auf die Inputseite, ausgedrückt in quantitativen Einheiten. Qualitative bspw. umweltschädliche Eigenschaften von Materialien - besonders bei chemischen Schadstoffen werden nicht berücksichtigt. Durch die Präsentation des Ergebnisses in Form eines einzelnen Indikators geht die

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Transparenz und Nachvollziehbarkeit der Bewertung verloren (Adensam et al. 2000). Kumulierter Energieaufwand (KEA) Ziel und Beschreibung der Bewertungsmethode Der Kumulierte Energieaufwand wurde in den 70er Jahren als Kennzahl für Energiesysteme angewandt. Seit den 90er Jahren wurden klare Regeln zur Bestimmung von KEA durch den Verein Deutscher Ingenieure (VDI) mit Unterstützung des Umweltbundesamts ausgearbeitet und in der VDI-Richtlinie 4600 vorgegeben (VDI 1997). Viele Umweltprobleme entstehen durch die für die Herstellungsprozesse notwendige Energie. Da sich der Energieaufwand eines Produktes bzw. einer Dienstleistung gut bestimmen lässt, kann diese Methode zur groben Bewertung von Umweltbelastungen eingesetzt werden. KEA bezeichnet die Summe aller Primärenergieinputs, die für die für Herstellung eines Produktes oder Dienstleistung aufgewendet werden (Stahl 1998). Das Ziel der Methode ist das Energieeinsparpotenzial aufzuzeigen. Der KEA-Ansatz kann somit auch als Teilbereich einer Ökobilanz gesehen werden. Neben der Herstellung eines Produktes werden die energierelevanten Bereiche der Nutzungsphase und der Entsorgung berücksichtigt. KEA = KEA Herstellung + KEA Nutzung + KEA Entsorgung

Unter KEA Entsorgung wird zwei Ansätze verstanden: Einerseits der Energieaufwand für die Herstellung von Ersatzteilen oder für die Wartung eines Produktes sowie andererseits der Energieaufwand für die Entsorgung selbst inkl. dem Energieaufwand für die Herstellung von Hilfsstoffen und Betriebsmitteln, die für die Entsorgungsprozesse notwendig sind (Grassinger / Salhofer 2000). KEA berücksichtigt außer dem Prozessenergieverbrauch auch den nicht-energetischen Aufwand an Energieträgern. Ein Beispiel dafür sind Öle als Schmierstoffe oder Mineralöle als Rohstoff sowie der stoffgebundene Energieinhalt von Einsatzstoffen (Grassinger / Salhofer 2000). Unter diesen Voraussetzungen soll die nachstehende Formel um den folgenden Energieverbrauch ergänzt werden sind (Grassinger / Salhofer 2000): KEA = KPEV kumulierter Prozessenergieverbrauch + KPEV kumulierter Prozessenergieverbrauch + SEI stoffgebundener Energieinhalt Anwendungsbereich der Bewertungsmethode KEA wird bei der Bewertung von Produkten, Prozessen, Werkstoffen und bei der Fragestellung zum Aufzeigen von Energieeinsparpotenzialen sowie als

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Entscheidungshilfe beim energetischen Vergleich bilanzierter Gegenstände angewandt. Beispiele für die Anwendung der Methode im Bereich Abfallwirtschaft befinden sich im Ansatz zur Kunststoffreduzierung in Bioabfallkomposten und im Vergleich mit Ergebnissen einer Ökobilanz von Otto et al. (2005) sowie bei den Ergebnissen der Wirkungsabschätzung für die Wirkungskategorie Ressourcenbeanspruchung beim Vergleich der Entsorgungsoptionen von Elektro- und Elektronikalgeräten (IFEU 2005). Kritik der Bewertungsmethode Die KEA-Methode berücksichtigt ausschließlich den Energieaufwand als Inputseite, obwohl viele Emissionen wie beispielsweise CO2 oder SO2 nicht energiebedingt sind. Dadurch ist die Vollständigkeit der Bewertung nicht gewährleistet und wäre es ratsam, den KEA um weitere Kennzahlen zu ergänzen.

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Anhang 12-10: Methoden zur Wirkungsabschätzung zur Anwendung nach der Wirkungsanalyse

CML-Methode Ziel und Beschreibung der Bewertungsmethode Die CML-Methode wurde am Centrum voor Milieukunde in Leiden in den Niederlanden 1992 entwickelt (Heijungs et al. 1992). Die CML-Methode nimmt eine „…auswirkungsorientierte Klassifizierung…“ von Stoff- und Energieströmen zur Wirkungsabschätzung vor. Um Einzelstoffbewertungen zu vermeiden, werden Emissionen mit gleichen Wirkungen (z.B. Treibhauseffekt) medienübergreifend zusammengefasst (Adensam et al. 2000). Bei Erhebung des Umweltinventars werden die Stoff- und Energieflüsse einschließlich der Emissionen als Input- und Outputgrößen entlang des gesamten Lebenszyklus bei Produkten, d.h, Produktion, Transport, Konsum, Entsorgung, sowie von der Rohstoffentnahme bis zur abfalltechnischen Behandlung, erfasst. Zur Erstellung der Wirkungsbilanz werden zunächst die im Umweltinventar erhobenen Größen nach ihren potenziellen Umweltauswirkungen entsprechenden Wirkungspotentialen zugeordnet; sog. Klassifizierung (Adensam et al. 2000). In der CML-Methode werden folgende Wirkungspotentiale unterschieden:

• Erschöpfung abiotischer Ressourcen - Abiotic Depletion Factor (ADF), • Treibhauseffekt - Global Warming Potential (GWP), • Ozonabbau (Stratosphäre) - Ozon Depletion Potential (ODP), • Humantoxizität - Human Toxicological Classification Factor (HC), • aquatische Ökotoxizität - Ecological Classification Factor for Aquatic

Ecosystems (ECA), • terrestrische Ökotoxizität - Ecological Classification Factor for

Terresstrial Ecosystems (ECT), • Bildung von Photooxidantien - Photochemical Ozone Creation Potential

(POCP), • Versauerung - Acidification Potential (AP), • Eutrophierung - Nutrification Potential (NP).

Die Aggregation in der CML-Methode erfolgt innerhalb der Modelle, die sich untereinander deutlich unterscheiden. Das Ergebnis der Aggregation wird als Umweltprofil bezeichnet. Für die Gewichtung zwischen den Wirkungskategorien werden Faktoren gewonnen, indem Expertenbefragungen, politische Ziele und Vergleiche der Soll/ Ist-Belastung herangezogen werden. Dies soll ein breiteres Spektrum von Fachwissen garantieren.

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Bei einer Gesamtbewertung folgt eine Gewichtung der einzelnen Wirkungspotentiale untereinander. In der Literatur sind drei Ansätze aus den Niederlanden zu finden, die aufbauend auf der CML-Systematik eine Gesamtbewertung ausführen. NSAEL (No Significant Adverse Effet Level) – Methode (Distance-to-target): Die Gesamtbelastung innerhalb einer Wirkkategorie pro Jahr (Ei) wird zu der gerade noch tolerablen Belastung (Ri) in Relation gesetzt (Kortmann et al. 1995, Adensam et al. 2000). PANEL-Methode - Die Gewichtungsfaktoren werden von einem ausgewählten Personenkreis, ausgehend von der gleichen Informationsbasis nach einem Einigungsprozess bezüglich der Bewertungskriterien, bestimmt. Dieser Ansatz wurde bisher nur an einer nicht repräsentativen und sehr kleinen Gruppe getestet, so dass die Ergebnisse kritisch zu beurteilen sind (Kortmann et al. 1995, Stahl 1998, Adensam et al. 2000). MET-Methode - Zur Gewinnung von Gewichtungsfaktoren werden Zielgrößen aus der niederländischen Umweltpolitik eingebaut (Braunschweig et. al. 1994). Die Gewichtung innerhalb der Wirkungskategorien ist der Tabelle 1 zu entnehmen. Tabelle 1: Zusammenstellung der Gewichtungsfaktoren in CML-Ansätzen

WIRKKUNGSKATEGORIE NSAEL PANEL MET Ozonabbau 20% 23% 38%

Treibhauseffekt 7% 24% 5,1%

Versauerung 47% 18% 9,3%

Eutrophierung 21% 22% 15,8%

Ressourcen - - 5,2%

Photooxidantien - - 11,4%

Humantoxizität 5% 13% 15,2%

Summe 100% 100% 100% Quelle: Stahl (1998) Anwendungsbereich der Bewertungsmethode Die Methode findet ihre Anwendung in Ökobilanzierung von Prozessen, Produkten und Betrieben sowie in der Verfahrensoptimierung (Adensam et al. 2000). Kritik der Bewertungsmethode Die CML-Methode berücksichtigt eine große Anzahl von Umwelteinwirkungen und ist deshalb breit akzeptiert und in Europa allgemein anerkannt. Durch die explizite Trennung in eine naturwissenschaftlich begründete Aggregation innerhalb der einzelnen Wirkungskategorien und einer subjektiv gewichteten Gesamtbewertung ist die Methode transparent. Die optional auszuführende Aggregation kann

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jedoch eine Gesamtbewertung der Umweltauswirkungen erschweren (Stahl 1998, Adensam et al. 2000). Wirkungspotenziale sind plausibel formuliert und gut begründet. Bei der Klassifizierung der Einzelsubstanzen wurde für jede Substanz aufgrund von Gefährlichkeit und Effekt ein Klassifikationsfaktor bestimmt. Tatsächlich ist es aber möglich, dass ein und derselbe Stoff zu verschiedenen Umweltauswirkungen beiträgt. Diese Verteilung soll prozentual den einzelnen Wirkungspotenzialen zugerechnet werden (Adensam et al. 2000). In der Methode werden die politischen und sozialen Aspekte ausgeklammert (Prituzhalova 2006). Eco-Indikator (Ökopunkte) 95 Ziel und Beschreibung der Bewertungsmethode Die Eco-Indikator-Methode wurde von Pré (product ecology consultants) in den Niederlanden entwickelt und basiert auf der CML-Methode. Das Ziel der Methode ist es, die ökologischen Aspekte im Aufbauprozess einfach und schnell zu integrieren, damit die Anwender der Methode ein klares Ergebnis erstellen können (Goedkopp 1995). Da beim Eco Indikator 95 eine Vollaggregation der Daten angestrebt wird, werden zuerst die Emissionen den folgenden neun Wirkkategorien zugeordnet:

• Treibhauseffekt (GWP), • Ozonabbau in der Stratosphäre (ODP), • Versauerung (AP), • Eutrophierung (NP), • Sommersmog, Wintersmog (entspricht Bildung von Photooxidantien

(POCP), • Carcinogene, • Pestizide, • Schwermetalle.

Die Wirkungskategorien gleichen nur teilweise denen der CML-Methode. Sie stellen eher eine Mischung zwischen Wirkungskategorien und Schadstoffen dar. Für die Bereiche Humantoxizität und Ökotoxizität wurden nach Einschätzung der Autoren nur die relevanten Problemfelder für Europa erfasst (krebserzeugende Substanzen, Wintersmog, Schwermetalle und Pestizide) (Goedkopp 1995). Die Bewertung aufgrund des ECO-Indikators erfolgt in zwei Schritten:

Im ersten Schritt wird eine Normalisierung durchgeführt, d.h. die Resultate der Wirkungsanalyse werden zu den entsprechenden Belastungsdaten aus Europa in Bezug gesetzt. Für die Länder Osteuropas und für einige

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Kategorien müssen die Normalisierungsdaten mit Hilfe von Energieverbrauch extrapoliert werden. Der zweite Schritt umfasst die Multiplikation und Aufsummierung mit Gewichtungsfaktoren (Stahl 1998).

In der Tabelle 2 sind die Reduktionsfaktoren als Vergleich zwischen Ist- und Soll-Zustand aufgezeigt. Die Zerstörung der Ozonschicht hat die höchste Priorität, während der Treibhauseffekt und der Sommersmog am wenigsten gewichtet werden (Stahl 1998, Adensam et. al 2000). Je höher die Zahl des ECO-Indikators ausfällt, desto größer sind die damit verbundenen Umweltauswirkungen. Die Aggregation der einzelnen Schadstoffe innerhalb der Kategorien erfolgt entweder mit den Äquivalenzfaktoren (z.B. GWP) oder mit Grenzwerten (Goedkopp 1995). Tabelle 2: Zusammenstellung der Gewichtungsfaktoren in der Eco-Indikator-Methode

WIRKUNGSKATEGORIEN GEWICHTUNGSFAKTOR RELATIVE GEWICHTUNG (IN %)

Treibhauseffekt 2,5 1,5

Ozonzerstörung 100 60,6

Versauerung 10 6,1

Eutrophierung 5 3

Sommersmog 2,5 1,5

Wintersmog 5 3

Pestizide 25 15,2

Schwermetalle 5 3

krebserregende Stoffe 10 6,1 Quelle: Stahl (1998) Anwendungsbereich der Bewertungsmethode Diese Methode ist für die Anwendung von ingenieurtechnischen Entwicklungs- und Gestaltungstätigkeiten, von Produkten in Unternehmen sowie für die Auswahl umweltschonendster Produktalternativen konzipiert. Das Ergebnis soll schnell und klar interpretierbar sein. Kritik der Bewertungsmethode Die Entwicklung der Methode wurde in Kooperation mit Industrieunternehmen durchgeführt (Stahl 1998, Prituzhalova 2006). Aufgrund von hoher Aggregation der Ergebnisse zur Vereinfachung komplexer Fragestellungen sowie schwer nachvollziehbarer Gewichtung mangelt es der Methode an Transparenz (Adensam et. al 2000).

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Die Methode der Eco-Indikatoren ist derzeit eine der gängigsten Ansätze zur vollständigen Aggregation von Ergebnissen. Eco-Indicator (Ökopunkte) 99 Ziel und Beschreibung der Bewertungsmethode Der Eco 99-Indikator entstand aus der Methode Eco-Indikator 95 und befindet sich gerade am Anfang seiner Entwicklung. Das Konzept der Methode versteht sich als schadensorientierte Bewertungsmethode. Im Vergleich zum Eco-Indikator 95 werden weitere Umwelteffekte berücksichtigt, insbesondere Ressourcenentwertung und Flächeninanspruchnahme (Jungbluth et al. 2002). Als Schutzgüter, deren Beeinträchtigung mithilfe einer Ökobilanz zu quantifizieren sind, werden (1) menschliche Gesundheit, (2) Ökosystem Qualität, und (3) Ressourcen berücksichtigt (Jungbluth et al. 2002). Schäden an der menschlichen Gesundheit werden in DALYs (disability adjusted life years) gemessen. Dieser Indikator wurde von der Weltgesundheitsorganisation und der Weltbank entwickelt und schließt sowohl vorzeitige Todesfälle als auch Krankheiten unterschiedlicher Schweregrade ein (Jungbluth et al. 2002). Schäden an der Ökosystemqualität werden in Abhängigkeit des Prozentsatzes der verschwundenen Arten durch die Umweltbelastung ausgedrückt und als PDF (Potentially Disappeared Fraction) bezeichnet. Der PDF wird mit der betroffenen Gebietsfläche und dem Zeitraum der Schädigung multipliziert. Die Definition dieser Schadenskategorie ist keineswegs so homogen wie die der menschlichen Gesundheitsschäden (Adensam et. al 2000, Jungbluth et al. 2002). Der Ressourcenverbrauch wird durch einen Indikator gewichtet, der die Qualität der verbleibenden mineralischen und fossilen Ressourcen beschreibt. Der Indikator wird durch den Qualitätsverlust mit Hilfe des erhöhten Energieverbrauchs des zukünftigen Ressourcenabbaus ausgedrückt (Jungbluth et al. 2002). Die Gewichtung der drei Kategorien erfolgt nach folgenden Schema: die menschliche Gesundheit und die Qualität des Ökosystems werden gleich bewertet (relative Gewichtung jeweils 40%, der Ressourcenverbrauch wird als „halb so wichtig“ mit 20% eingeschätzt (Adensam et. al 2000). Bei der Anwendung der Methode werden drei Modellierungen praktiziert:

• Modellierung der Technosphäre (Ziel – Erstellung des Umweltinventars),

• Modellierung der Ökosphäre (Ziel – Erstellung der Wirkungsabschätzung),

• Modellierung der Wertesphäre (Ziel – subjektive Gewichtung). Anwendungsbereich der Bewertungsmethode Die Methode befindet sich in der Entwicklungsphase, weshalb kaum Beispiele zu ihrer Anwendbarkeit und Nachvollziehbarkeit vorhanden sind.

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Kritik der Bewertungsmethode Aufgrund der Aktualität der Methode bestehen derzeit noch viele Wissenslücken. Da sich dieser Ansatz von anderen Bewertungsmethode stark unterscheidet, sind die Ergebnisse der Ökobilanzierung nicht zu vergleichen (Adensam et. al 2000). UBA-Methode Ziel und Beschreibung der Bewertungsmethode Die UBA-Methode (Umweltbundesamt) entspricht den Rahmenvorschriften der ISO-Normen (UBA 1995, UBA 1999). In der neuen Fortführung von 1999 wurde die Methode deutlich verbessert (UBA 1999). In diesem Ansatz geht man davon aus, dass verschiedene Wirkungskategorien in der Ökobilanz hierarchisiert (Ranking der Wirkungskategorien) werden. Die Gewichtung zwischen den einzelnen Wirkungskategorien wird von einem Bewertungsgremium durchgeführt. Dadurch basieren die Entscheidungen dieses Bewertungsgremiums nicht nur auf subjektiven Werthaltungen, sondern berücksichtigen den Stand des Wissens über die Ursache-Wirkungs-Beziehungen einzelner Umweltauswirkungen. Dafür werden folgende Kriterien festgelegt: Ökologische Gefährdung – „eine Wirkungskategorie wird als um so umweltschädigender beurteilt (ihr wird also eine um so höhere ökologische Priorität beigemessen) je schwerwiegender die potenzielle Gefährdung der ökologischen Schutzgüter in der betreffender Wirkungskategorie anzusehen ist (unabhängig vom aktuellen Umweltzustand)“ (UBA 1999).

In dieser Kategorie werden als schwerwiegende angesehen irreversible, ubiquitär auftretende, tief greifende Wirkungen sowie das Betroffensein und größere Unsicherheit.

Distance-to-Target – „eine Wirkungskategorie wird als um so umweltschädingender beurteilt (ihr wird also eine um so höhere ökologische Priorität beigemessen) je weiter der derzeitige Umweltzustand in dieser Wirkungskategorie von einem anderen angestrebten Umweltzustand entfernt ist“ (UBA 1999).

In dieser Kategorie werden als schwerwiegender angesehen: ein größerer Abstand / Quotient zwischen Ist-Zustand und Qualitätsziel, größerer Minderungsbedarf, steigende Belastungen, geringere Durchsetzbarkeit und Wirksamkeit.

Spezifischer Beitrag – „eine Wirkungskategorie wird als um so umweltschädigender beurteilt (ihr wird also eine um so höhere ökologische Priorität beigemessen) je größer das Ergebnis in dieser Wirkungskategorie in Bezug auf einheitliche Referenzwerte ist“ (UBA 1999).

Ein Indikatorergebnis wird in dieser Kategorie als bedeutender eingestuft, je größer ist der Vergleich zu der pro Jahr in Deutschland gemessenen Gesamtbelastung dieser Wirkungskategorie ist.

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Der spezifische Beitrag wird nach folgender Formel berechnet. SB = (IE Indikatorergebnisse in der Wirkungskategorie i in funktioneller Einheit / IE Indikatorergebnisse in der

Wirkungskategorie i, Deutschland / a) = (mj Sachbilanzergebnis des Stoffes in funktioneller Einheit · CFij

Charakterisierungsfaktor des Stoffes j bezüglich der Wirkungskategorie i, in funktioneller Einheit ) / (mj Sachbilanzergebnis des Stoffes, Deutschland / a · CFij Charakterisierungsfaktor des Stoffes j bezüglich der

Wirkungskategorie i, Deutschland / a ) In der UBA-Methode werden zehn Wirkungskategorien berücksichtigt.

• direkte Gesundheitsschädigung, • direkte Schädigung von Ökosystemen, • aquatische Eutrophierung, • terrestrische Eutrophierung, • Naturraumbeanspruchung, • photochemische Oxidantienbildung / Sommersmog, • Ressourcenbeanspruchung, • stratosphärischer Ozonabbau, • Treibhaueffekt, • Versauerung.

Wirkungskategorien wie Belästigungen (für Mensch, Pflanze, Tier), Strahlung und allgemeine Risiken sind nicht enthalten, da kein Konzept zur Klassifizierung und Charakterisierung von diesen existiert (UBA 1999). Die Bewertung der Indikatorenergebnisse einzelner Wirkungskategorien erfolgt gemäß einer fünfstufiger ordinalen Skala. Dies führt zu einer Rangbildung, die als Relation zwischen den Wirkungskategorien oder Indikatorergebnissen zu sehen ist. Die berechneten spezifischen Beiträge werden linear, gemessen am jeweils größten berechneten Wert, in fünf Klassen unterteilt:

• A – 80-100% des Maximalwertes, • B – 60-80% des Maximalwertes, • C – 40-60% des Maximalwertes, • D – 20-40% des Maximalwertes, • E – 0-20% des Maximalwertes.

Die verbalen Einzelbewertungen von A bis E zu den Kriterien ökologische Gefährdung, Distance-to-Target und spezifischer Beitrag werden für jede einzelne Wirkungskategorie gleichgewichtig zusammengefasst. Das so erhaltene kombinierte Bewertungskriterium wird weiter als „…ökologische Priorität…“

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bezeichnet und wird mittels einer fünfstufiger Skala ausgedrückt: sehr groß, groß, mittel, gering und sehr gering (UBA 1999). Die Ergebnisse der Bewertung werden in einem T-Diagramm dargestellt und verglichen. Dieses Verfahren führt entweder zur Erkenntnis eindeutiger umweltbezogenen Vorteile eines der beiden verglichenen Systeme oder zur Aussage, dass die Unterschiede nicht signifikant sind (UBA 1999). Anwendungsbereich der Bewertungsmethode Diese Bewertungsmethode eignet sich gut für die Bewertung von Alternativen / Teilaspekten von Produkten, Verfahren und Prozessen, wenn ein Wissen zur Umwelt bei den Bewertenden vorhanden ist (Prituzhalova 2006). Kritik der Bewertungsmethode Aufgrund des verbal-argumentativen Ergebnisses zeigen die Ergebnisse der Methode mangelnde Objektivität (Prituzhalova 2006). EDIP-Methode Ziel und Beschreibung der Bewertungsmethode Die EDIP-Methode wurde als Teil des EDIP-Programm (Environmental Design of Industrial Product Programs) entwickelt. Das Programm wurde von dem Dänischen Umweltministerium, fünf großen dänischen Industrieunternehmen sowie der Technischen Universität in Kopenhagen ausgearbeitet (DEPA 2004). Laut Wenzel et al. (1996), zitiert in DEPA (2004), waren die Ziele des EDIP-Projektes wie folgt:

• die Entwicklung von Methoden zur ökologischen Bewertung komplexer Industrieprodukte,

• die Entwicklung eines Leitfadens für Design und Herstellung von umweltfreundlichen Produkten,

• die Entwicklung einer Datenbank und Software zur Unterstützung von ökologischen Bewertungen,

• Anwendung der Methoden und Software in den beteiligten Organisationen und Unternehmen.

Anwendungsbereich der Bewertungsmethode Die EDIP-Methode wird bei der ökologischen Bewertung von Produkten und Prozessen angewandt. In dieser Methode werden die Sachbilanzdaten in drei Bewertungskennzahlen aggregiert und als potenzielle Umweltauswirkungen (potential impacts), Ressourcenverbrauch (resource consumption) und Arbeitsumgebung (working environment) dargestellt (DEPA 2004).

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Die Umweltauswirkungen werden in dieser Methode als potenzielle Umweltauswirkungen, unabhängig von dem Ort der Entstehung, genannt. Positive potenzielle Umweltauswirkungen sind Belastungen für die Umwelt, negative – Ersparnisse für die Umwelt (DEPA 2004). Zu den potenziellen Umweltauswirkungen laut EDIP gehören die in der Tabelle 3 mit Angabe der Normierungsreferenzen dargestellt Auswirkungen:

• Treibhauseffekt (Global Warming) – alle Treibhausgase, die den Treibhauseffekt bewirken, werden in der Wirkungskategorie Treibhauseffekt aggregiert und in CO2-Äquivalente (kg CO2) ausgedrückt,

• Eutrophierung (Nutrient Enrichment) – alle Substanzen, die eine Nährstoffanreicherung bewirken, werden - in NO3-Äquivalenten (kg NO3) - ausgedrückt in der Wirkungskategorie Eutrophierung aggregiert,

• Versauerung (Acidification) - alle Emissionen, die zu Versauerung führen, werden in SO2-Äquivalenten (Kg SO2) ausgedrückt und in der Wirkungskategorie Versauerung aggregiert,

• Ökotoxizität in Boden und Wasser (ecotoxicity in soil and water) - alle toxischen Emissionen mit einem potenziellen Umwelteinfluss werden in der Wirkungskategorie Ökotoxizität in Boden und Wasser aggregiert und m3 Boden oder Wasser (m3) ausgedrückt,

• Humantoxizität via Boden, Luft und Wasser (human toxicity via soil, air and water) - alle toxischen Emissionen, die potenziell die menschliche Gesundheit belasten, werden in der Wirkungskategorie Humantoxizität via Boden, Luft und Wasser aggregiert und in m3 Boden, Luft oder Wasser (m3) ausgedrückt,

• Abbau des stratosphärischen Ozons (stratospheric ozone depletion) - alle Emissionen, die zum Abbau des stratosphärischen Ozons führen, werden in der Wirkungskategorie Abbau stratosphärischer Ozone aggregiert und in CFC11-Äquivalenten (kg CFC11) ausgedrückt,

• Bildung von Photooxidantien (photochemical ozone formation) - alle Emissionen, die zur Bildung von Photooxidantien führen, werden in der Wirkungskategorie Bildung von Photooxidantien aggregiert und in C2H4-Äquivalenten (Kg C2H4) ausgedrückt.

• Unter Ressourcenverbrauch wird der Verbrauch von Rohstoffen (z.B. Braunkohle, Erdgas, Holz) und Ressourcen (z.B. Öl und Uran) verstanden.

Zur Berücksichtigung von Umweltaspekten und Charakteristika von Entsorgungssystemen werden in der EDIP-Methode zusätzliche Wirkungen (additional impacts) eingesetzt:

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• zerstörte / geschädigte Grundwasserressourcen (spoiled

groundwater ressources) und • gespeicherte Ökotoxizität in Wasser und Boden (stored ecotoxicity in

water and soil) eingesetzt.

Die Wirkungskategorie "…geschädigte Grundwasserressourcen…" quantifiziert die ins Grundwasser gelangende Sickerwassermenge sowie die Menge an Grundwasser, die notwendig ist, um das Sickerwasser soweit zu verdünnen, dass es den Ansprüchen an Trinkwasser genügt. Die Wirkungskategorie „…gespeicherte Ökotoxizität…“ berücksichtigt die signifikanten Mengen an Substanzen, wie z.B. Schwermetallen, die sich in für Straßenbau verwandten Schlacken und/ oder Reststoffen zur Deponienierung befinden. Diese könnten auch nach 100 Jahren (meistens als cut-off frame betrachtet) noch enthalten sein und dürfen nicht vernachlässigt werden.

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Tabelle 3: Normierungsreferenzen in der EDIP-Methode POTENZIELLE UMWELT-AUSWIRKUNGEN

GLOBALE NORMIERUNGS-FAKTOREN¹ (pro E/a)

NORMIERUNGS-FAKTOREN¹ EU-155 (pro E/a)

Treibhauseffekt² 8700 kg CO2-Äq 8700 kg CO2-Äq

Eutrophierung³ 19 kg N-Äq 0,3 kg P-Äq bzw. aggregiert: 95 NO3 –Äq

24 kg N-Äq 0,4 kg P-Äq

bzw. aggregiert: 119 kg NO3 -Äq Versauerung³ 59 kg SO2-Äq 74 kg SO2-Äq Ökotoxizität via Luft3 und 4 k.A. k.A.

Ökotoxizität in Wasser3 und 4 2,82·105 m3 Wasser (chronisch) 2,33·104 m3 Wasser (akut)

3,52·105 m3 Wasser (chronisch) 2,91·104 m3 Wasser (akut)

Ökotoxizität in Boden3 und 4 7,71·105 m3 Boden (chronisch) 9,64·105 m3 Boden (chronisch)

Humantoxizität via Luft4 4,87·1010 m3 Luft (Einwirkung via Luft)

6,09·1010 m3 Luft (Einwirkung via Luft)

Humantoxizität via Wasser4 4,18·104 m3 Wasser (Einwirkung via Wasser)

5,22·104 m3 Wasser (Einwirkung via Wasser)

Humantoxizität via Boden4 1,02·102 m3 Boden (Einwirkung via Boden)

1,27·102 m3 Boden (Einwirkung via Boden)

Abbau des stratosphärischen Ozons² 0,103 kg CFC-11-Äq 0,103 kg CFC-11-Äq Bildung von Photooxidantien³ 22 kg C2H2-Äq 25 kg C2H2 -Äq

¹ keine Quantifizierung von Unsicherheiten aufgrund von zahlreichen Substanzen und geringer Kenntnis über deren Emissionen (betrifft: Ökotoxizität und Humantoxizität), keine Differenzierung der Emissionen zu wirtschaftlichen Aktivitäten zurzeit möglich

² globale Auswirkungskategorie ³ regionale Auswirkungskategorie 4 lokale Auswirkungskategorie 5 Für globale Auswirkungskategorien werden dieselben globalen Normierungsfaktoren angenommen; für regionale / lokale Auswirkungskategorien – EU-15

Quelle: Wenzel et. al. (1997) Die Unterschiede zwischen den globalen und europäischen Werten ergeben sich aus der Datenextrapolation und -unsicherheit (wegen fehlender Daten für alle Regionen) sowie aus unterschiedlichen berücksichtigten wirtschaftlichen (z.B. BIP, BSP) und technischen (z.B. Energieeffizienz und –intensität) Faktoren.

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Abbildung 1: Aggregation von Sachbilanzergebnissen in Wirkungskategorien, Normierung und Gewichtung in der EDIP 97-Methode

potenzielle Wirkungen Ressourcenverbrauch zusätzliche Wirkungen

Treibhauseffekt (kg CO2-Äquivalente);Eutrophierung (kg NO3-Äquivalente);Versauerung (kg SO2-Äquivalente);Ökotoxizität in Boden und Wasser (m3);Humantoxizität via Boden, Wasser und Luft (m3);Abbau stratosphärischer Ozone (kg FCKW-Äquivalente¹);Bildung von Photooxidantien (kg C2H4-Äquivalente)

Ressourcenverbrauch wie fossile Energieträger, Metalle und erneuerbare Rohstoffe (Masse von verbrauchten Ressourcen, nicht von Erzen)

zerstörte/geschädigte Grundwasserressourcen (m3);

gespeicherte Ökotoxizität in Boden und Wasser (Masse von gespeicherten Substanzen nach dem Zeitrahmen der Ökobilanzstudie)

Normierung / Gewichtung der Wirkungskategorien in Personen-Äquivalente (PE)

Umweltwirkungen einer Ökobilanz als Sachbilanz

Aggregation der Sachbilanzergebnisse in Wirkungskategorien

¹ Trichlorfluormethan

Quelle: Eigene Darstellung nach DEPA (2004)

Unter Arbeitsumgebung werden folgende Kriterien verstanden: • Krebs, Reproduktion / Fortpflanzung, Allergie und Schäden des

Nervensystems verursacht durch Chemikalien (Cancer, reproduction, allergy and damage to the nervous system due to chemicals)

• Schäden an Muskeln und Knochengerüst aufgrund von monoton wiederholender Arbeiten / Bewegungen (muscle-skeletal damage due to monotonous repetitive work)

• Hörschäden verursacht durch Lärm/Geräuscheinwirkungen (Hearing damage due to noise),

• körperliche Schäden durch Unfälle (Body damage due to accidents) (DEPA 2004).

Die Bewertungskennzahlen der potenziellen Umweltauswirkungen, Ressourcenverbrauch und Arbeitsumgebung können als Personen-Äquivalente (PE) normalisiert, als jährliche Umweltbelastung oder jährlicher Ressourcenverbrauch pro Person in jeder Kategorie interpretiert werden und aufgrund gleicher Einheit (PE) können sie untereinander verglichen werden.

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Die EDIP-Methode ermöglicht auch eine Gewichtung der einzelnen Umweltauswirkungen nach politischen Minderungszielen von z.B. Treibhauseffekt und der Ressourcen nach ihrem Vorhandensein. Kritik der Bewertungsmethode Wirkungen, wie z.B. Staub oder Vibrationen, werden in der EDIP-Methode nicht berücksichtigt. Verwendete Wirkungen werden nicht gestaffelt / abgestuft. Des Weiteren müssen bei der Anwendung der Methode viele Daten gesammelt und angewandt werden, die Fachwissen und Expertenbefragung erfordern können. In der EDIP-Methode wird jedoch die Unsicherheit der Normalisierung und Gewichtung klar herausgestellt. Unter der Annahme, dass notwendige Daten verfügbar sind, können Vergleiche zwischen Prozessen und Produkten, sowie Simulationen von theoretischen Änderungen in Prozessen bzw. Produkten, durchgeführt werden.

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Anhang 12-11: Vergleich der ÖBM-Instrumente zur Bewertung von Entsorgungssystemen

ÖBM-Instrument Easewaste ORWARE ISWM DST IWM2 WISARD UMBERTO

Entwickler Dänemark Schweden US EPA UK UK Deutschland

Zweck des Modells Entscheidungs-unterstüt.instrument

Entscheidungs-unterstüt.instrument

Optimierungsinstrument Entscheidungs-unterstüt.instrument

Entscheidungs-unterstüt.instrument

Optimierungsinstrument

Abfallströme Siedlungsabfall Siedlungs- und Industrieabfall

Siedlungsabfall Siedlungsabfall Siedlungsabfall Siedlungs- und Industrieabfall

Abfallfraktionen 65 12 35 8 41 k.A.

Abfallzusammensetzung JA JA NEIN NEIN JA JA

Abfalltechniken unbegrenzt 1 1 1 1 26

LCIA Berechnungen Sachbilanz, Charakterisierungs- faktoren, Normierung, Gewichtung

Sachbilanz, Charakterisierungs- faktoren

Sachbilanz Sachbilanz Sachbilanz, Charakterisierungs-faktoren, Normierung

Sachbilanz, Charakterisierungs- faktoren, Normierung

Berechnung einzelner Prozesse

JA NEIN NEIN NEIN NEIN JA

Externe Prozesse JA NEIN NEIN NEIN JA JA

Sensitivitätsanalyse JA NEIN NEIN NEIN JA JA

Benutzerfreundlichkeit

Interpretierbarkeit des Modells

Einstellbarkeit des Modells

Ja eher ja Nein

Quelle: Zusammenstellung nach EC (2008b), Kirkeby (2005), Bhander et al. (2006), Winkler / Bilitewski (2007)

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Anhang 12-12: Beschreibung von Datenbanken und Anwender für Ökobilanzen, Teil 1

Nr. Datenbank und Version Entwickler Datenbank-Sprachen Zusätzliche Angaben und Eigenschaften Anwender der Datenbank

(wenn relevant)

1 CML-IA 2.7 Leiden University, Institute of Environmental Sciences (CML) EN

Enthält Charakterisierungsfaktoren für Wirkunsabschätzung in Ökobilanzen (GWP100, POCP, HTPinf, AP, GWP20, HTP100 und MSETP), zusätzliche Wirkungsabschätzungsmethoden wie eco-indicator 99 und EPA

2 CPM LCA Database Center for Environmental Assessment of Product and Material Systems - CPM

Datenbabk ist online Datenbank mit Zugang zu 500 Datensätzen, früher veröffentlich in der SPINE@CPM Datenbank, gebührenfrei. Die Datenbank enthält 3 Wirkungsabschätzungsmethoden: EPS, EDIP und ECO-indicator.

3 DEAM™ Ecobilan - PricewaterhouseCoopers EN

TEAM™ Software hat Starter Kit Datenbank mit über 300 Modulen (von Treibstoffherstellung bis Transport und von chemischer Herstellung bis Plastikformung.

Arcelor, French EPA, NREL, Eco-emballages, EDF, ENEA, Procter & Gamble, Rolls Royce, FILMM, Enitechnologie, Aliaxis, Dupont, LG Chemicals

4 DEAM™ Impact Ecobilan - PricewaterhouseCoopers EN

Über 10 Wirkungsabschätzungs- (u.a. IPCC, CML, Ecobilan, USES, FRED) und Gewichtungsmethoden (u.a. Eco-indicators, Ecopoints), keine Normierung.

Alle TEAM™ Anwender

5 DIM 1.0 ENEA - Italian National Agency for New Technology, Energy and the Environment

EN, IT

Die DIM Datenbank enthält allgemeine und spezielle Datensätze für Sachbilanzen. Jedes Datenbank-Element wird hinsichtlich des Elementarflusses beschrieben (vereinfachte 65 Flüsse) und in der Datenbank einbezogener Prozesse berücksichtigt.

Quelle: Zusammenstellung nach EC (2008a)

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(wenn relevant)

6 ecoinvent Data v1.3 ecoinvent Centre EN, JP

Eine umfangreiche Datenbank ( (Bereiche: Elektrizität-Mix, Energieherstellung, Brennstoff- und Wärmeversorgung, Baumateriale, Grundchemikalien, Metalle, Transport, Abfallentsorgung, Holzmateriale, Landwirtschaft) mit über 2700 Datensätzen im EcoSpold Format und 1000 Elementarflüssen für jeden Datensatz, Emissionen in die Luft, Wasser, Boden Bodenschätz und Energieträger und Landnutzung einbezogen. Verfügbare Wirkungsabschätzungsmethoden, wie Cumulative Energy Demand, Climate Change (IPCC 2001), CML 2001, Eco-indicator 99, the ecological scarcity method 1997, EDIP 1997, EPS 2000 und Impact 2002+.

7 EIME V9.0 CODDE EN, SP, FR

Diese Datenbank ist für Beschreibung von elektrischen, mechanischen und elektronischen Produkten bestimmt. Enthält end-of-life Daten und Sachbilanzen "from cradle to gate", entwickelt laut ISO 14 004X

ABB, ACOME, ALCATEL, ALSTOM, ATMEL, COOPER, DELTA DORE, FAGOR-BRANDT, FERRAZ, FRANCE TELECOM, FORS, FREESCALE, HAGER, KODAK, LANDIS & GYR, LEGRAND, MGE, NEOPOST, NEXANS, NXP, PRYSMIAN, SAFT, SAGEM, SAFRAN, SALMSON, SEB, SCHNEIDER, SIEMENS VDO, SICCOM, SILEC CABLE, ST Micro., THALES, TOMSON, TRALPEX, TTE, VALEO, VA TECH und andere

8 esu-services database v1 ESU-services Ltd. EN, GE Zusammensetzung von verschiedenen Sachhbilanzen. Daten können in andere Software, wie z.B. SimaPro, Umberto, GaBi, transferiert werden.

9 Eurofer data sets EUROFER EN Stahlindustrie-Daten sind in dieser Datenbank bereitgestellt k.A.

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(wenn relevant)

10 GaBi databases 2006 PE International GmbH EN, GE, JP

Die GaBi 2006 Datenbank enthält über 2300 Sachbilanzdaten mit Bereichen wie Energieträger, alle Materiale, Dienstleistungen und Verarbeitungstechnologien. Das GaBi-Datenbanksystem verfügt über Datensätze für Metalle, wichtige organische und anorganiche Substanzen

AMD, Alcan, Arcelor, Bayer, Codelco, DaimlerChrysler, DuPont, EBARA, ECI, EMPA, Febe Ecologic, General Motors, Motorola, Nokia, Norwegian University of Science and Technology, IISI, EAA, California EPA, Öko-Institut Freiburg, Rio Tinto, Sanyo, Siemens, So

11 GEMIS 4.4 Oeko-Institut (Institute for applied Ecology), Darmstadt Office

EN, SP, GE, CZ

Die GEMIS Datenbank enthält Prozesse für Energie, Materiale, Transport, Recycling und Abfallentsorgung für EU-27 und AU, CA, NO, RU, US und entwickelnde Länder wie BR, CN, IN, MA, MX, ZA

12 IO-database for Denmark 1999 2.-0 LCA consultants EN

Die Datenbank basiert auf Danish National Economic and Environmental Accounting Statistics für 1999 mit zahlreichen Modifizierungen für Ökobilanzen. Einbezogen sind alle Substanzen mit über 1,5% Beitrag in die Normierung, Landnutzung, Investitionen, Importe u.a. N

13 IVAM LCA Data 4.04 IVAM University of Amsterdam bv EN

Die IVAM LCA Datenbank ist eine Zusammensetzung von Datenbanken wie APME (Plastiken, Chemikalien), Buwal und ETH96 und zusätzliche Daten aus eigenen Recherchen. Sie enthält über 1300 Prozessen; besonders geeignet für Baugewerbe, Nahrungsmittelherstellung.

14 KCL EcoData Oy Keskuslaboratorio-Centrallaboratorium Ab, KCL EN

Die KCL EcoData Datenbank mit 300 Modulen ist für Sachbilanzen von Forstprodukten gedacht. Die Daten wurden von Experten aus Industriebranchen gesammelt. Enthalten: Energieherstellung, Herstellung von Chemikalien, Wachstum von Holz, Papierfabriken etc.

15 LCA Database for the Forest Wood Sector

Bundesforschungsanstalt für Forst- und Holzwirtschaft (BFH)

k.A. k.A. k.A.

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(wenn relevant)

16 Option data pack National Institute of Advanced Industrial Science and Technology (AIST)

JP 967 Sachbilanzdaten aus chemischer Herstellung, Eisen-, Stahl- und Abfallmanagementprozessen. Keine englische Version verfügbar.

17 PlasticsEurope Eco-profiles PlasticsEurope EN Für die in Europa hergestellten Polymeren und ihre Zwischenprodukte "cradle to factory gate" Sachbilanzdaten. k.A.

18 ProBas Umweltbundesamt GE

Die ProBas Datenbak enthält über 7000 Prozess-Datensätze für verschiedene Ökobilanzanwendungen, frei verfügbar im Internet. Bietet Such- und Filterfunktionen sowie den schnellen Zugriff zu Datensätzen. Herunterladbar im Excel und PDF Formaten, Hilfssysteme existieren

19 Sabento library 1.1 ifu Hamburg GmbH EN, GE Große Bibliothek mit Modulen für enzymatische Prozesse, Zellkulturen, mikrobiologische Herstellungssysteme

DECHEMA, AZA Spezialenzyme, Wuppertal Institute

20 SALCA 071 Agroscope Reckenholz-Tänikon Research Station ART EN, GE

SALCA (Swiss Agricultural Life Cycle Assessment) ist eine Ökobilanzmethode und Datenbank für landwirtschaftliche Herstellung, mit über 1000 Sachbilanzen.

Agroscope Liebefeld-Posieux Agroscope Changins-Wädenswil Swiss Federal Institute of Technology in Zurich (ETH) National Institute for Agricultural Research - Centre of Dijon (INRA Dijon) Swedish Institute for Food and Biotechnology (SIK) E2 Management Con

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(wenn relevant)

21 SimaPro Datenbank PRé Consultants B.V. EN

Enthält: (1) BUWAL250: über 248 Prozesse, abgeleitet aus ESU-ETH Datensätzen, Fokus auf Verpackungsmateriale; (2) Danish Food data: über 500 Prozesse für Nahrungsmittel; (3) Dutch input output data: 195 Prozesse; 105 niederländische Sektoren und dreimal je 30 Sektoren für OECD und Nicht-OECD Sektoren, mit Export und Import; (4) ecoinvent Data v1.3: 2700 Prozesse mit Dokumentation und with full documentation und Unsicherheitdaten, zusätzlich 2700 Systemprozesse; (5) ESU ETH data: über 1100 Prozessen und 1100 Systeme, aus den 90er Jahre, einbezogen: Energie, Transport und oft benutzt Materiale, hauptsächlich für Europa; (6) Franklin USA data: über 78 Prozesse in Energie, Transport und Materialherstellungsprozessen in den USA; (7) IDEMAT: über 508 Prozesse für viele Materiale; (8) Industry data: über 74 Prozesse aus bekannten Industrie-Verbänden wie APME; (9) IO-database for Denmark 1999: über 750 Comodities für gesamte niederländische Wirtschaft plus Import; (10) USA input output data: über 481 Prozesse für das USA wirtschaftliche Output, Daten sind in Dollar per Output gespeichert.

22 sirAdos 1.2. LEGEP Software GmbH GE Die sirAdos Datenbank enthält über 20.000 Spezifikationen und Bauelemente mit Informationen bez. Kosten (Marketpreise), für Modellierung von Gebäuden aller Arten.

Architekturbüro Lichtblau, Architekturbüro Weber, Architekturbüro Perseus, Agentur 21, BMW AG, Bayersiches Institut für Abfallforschung, Landesbetrieb-Liegenschaftenverwaltung Rheinland-Pfalz, Stadt Frankfurt, Stadtverwaltung EhringenStadtverwaltungb Worm

23 The Boustead Model 5.0.12 Boustead Consulting Limited EN

Die Datenbank ist auf 2 Teile geteilt: (1) Core enthält 33300 Abläufe mit Treibstoffherstellung und Verarbeitungsprozessen für fast alle Länder (Gesamt 27000 Abläufe), sowie über 6000 Materialverarbeitungsabläufen; (2) Top mit Raum für weitere 6000 Abläuf

12-387

(wenn relevant)

24 Umberto library 5.5 ifu Hamburg GmbH EN, GE

Die Umberto Datenbank enthält einigen Hunderte von Modulen für verschiedene Anwendungen in den Unternehmen wie z.B. Energieversorgung, Abfallentsorgung, Transporte, Bereitstellung von Rohstoffen und Basismaterialen wie Plastiken, Metalle, Baumateriale, etc

BASF AG (DE), Ciba Specialty Chemicals (CH), Geberit International (CH), Henkel (DE), MOHN Media Mohndruck (DE), M+W Zander (DE), NEC (JP), Petcycle (DE), Procter & Gamble (BE), Siemens (DE), Yamatake Corp. (JP), BIFA Augsburg (DE), DFIU Karlsruhe (DE), E

25 US Life Cycle Inventory Database

Athena Sustainable Materials Institute EN

Die US Life Cycle Inventory Database enthält Information bezüglich Umweltwirkungen von allgemein verwendeten Materialen, Produkten und Prozessen. EcoSpold XML ist verfügbar

26 Waste Technologies Data Centre UK Environment Agency EN

Die Waste Technology Data Centre Datenbank enthält Informationen bezüglich 40 Abfallbehandlungstechnologien mit Berücksichtigung von Investitions- und Instandhaltungskosten.

12-388

Anhang 12-18: Auswahl der Software für eine Ökobilanzierung

Bei der Bewertung im Bereich Ökologie steht den Bewertern eine Vielzahl von Ökobilanzsoftwares zur Verfügung (vgl. Anhang 12-11), auch LCA-Tools genannt. Im Hinblick auf verschiedene Anwendergruppen / -bereiche, wie z.B. Wissenschaftler, Industrie und Entscheidungsträger, muss eine Ökobilanzsoftware bestimmte Anforderungen erfüllen (Goedkoop et al. 2007). Unger et al. (2004), Goedkoop et al. (2007) und Winkler / Bilitewski (2007) nennen in diesem Zusammenhang die nachfolgenden Ansprüche (ohne Anspruch auf Vollständigkeit):

• Aufbau- und strukturbezogene Anforderungen: o benutzerfreundliche und Office-Softwares-ähnliche Oberfläche, o Kundensupport, Benutzerhandbücher, Trainings und Anleitung,

Demoversionen, o transparente, intuitive und klare Struktur, o Möglichkeit zur Herstellung von Diagrammen, Anwendung von Zoom-

Funktionen und Änderung von Inputeinheit, o separate Speicherung von Datenbanken und Modellierungsmodulen.

• Methodologische Anforderungen: o Auswahlmöglichkeit einer verwendeten Methode zur

Wirkungsabschätzung, o Einstellbarkeit der Module, o Interpretierbarkeit der Ergebnisse, o Aufbau und Auswahlmöglichkeiten einer auf dem neuesten Stand des

Wissens aus zuverlässigen Quellen aufgebauten Datenbank zur benutzerbezogenen Änderungen ohne Formatierung von Arbeitsmodulen,

o Informationen hinsichtlich Herkunft der Datenquellen sowie Alter und Zusammensetzung von Daten,

o zusätzliche Funktionen, wie Sensitivitätsanalyse, und Berücksichtigung von Kosten-, Zeit- und Sozialfaktoren.

Im Anhang 12-11 werden sechs ausgewählte LCA-Softwares zur Bewertung von Entsorgungssystemen verglichen. Aus sechs Modellen sind vier als Entscheidungsunterstützungsinstruments vorgesehen. Die Instrumente unterscheiden sich erheblich in der Anzahl von Abfallströmen, -fraktionen, -zusammensetzung und -aufbereitungstechniken. Die meisten Abfallfraktionen weist Easewaste (65), gefolgt von Wisard (41), auf (Bhander et al. 2006).

12-389

Nur einige Softwares können Umweltauswirkungen einzelner Prozesse berechnen (Easewaste, Umberto), externe Prozesse berücksichtigen und eine Sensitivitätsanalyse durchführen (Easewaste, Wisard, Umberto). Was die Benutzerfreundlichkeit, Interpretierbarkeit und Einstellbarkeit des Modells angeht, ist Umberto an die erste Stelle zu setzen, gefolgt von Easewaste (Bhander et al. 2006). Für die vorliegende Arbeit wurde die Software Easewaste ausgewählt.

Easewaste basiert auf dem dänischen EDIP-Model „Environmental Design of Industrial Products“ (Konzept, Datenbanken, Wirkungsabschätzungsmethode). Diese Software bietet EDIP 97 und Ökoindikatoren 95 (in der Version aus dem Jahr 2008 noch nicht vorhanden Daten) als Methoden zur Wirkungsabschätzung an. Easewaste stellt hierbei auch eine detaillierte Beschreibung des Abfall-Inputs (Abfallfraktionen, chemische Zusammensetzung) zur Verfügung (Kirkeby et al. 2006). Damit kann bereits am Entstehungsort des jeweiligen Abfalls die Wirkung einer Behandlung (z.B. Sortierung) erfasst und ebenso die Emissionen in die spezifische Umweltkomponente (z.B. bei Abfallaufbereitungsprozessen) unter Berücksichtigung der Abfallzusammensetzung berechnet werden. Hinzu kommt, dass die Emissionen vorteilhaft in Prozess-spezifisch (auf die Abfallmengen bezogen) sowie Input-spezifisch (auf die Abfallzusammensetzung bezogen) unterschieden werden (Kirkeby et al. 2006, Riber et al. 2008). Auf der entsprechenden Website (http://www.easewaste.dk) ist dazu eine ausführliche Dokumentation zur Durchführung von Ökobilanzen verfügbar. Eine besonders positive Eigenschaft dieses LCA-Tools ist dessen Fähigkeit, alle relevanten Umweltauswirkungen von einem existierenden Entsorgungssystem einbeziehen zu können (Winkler / Bilitewski 2007). Easewaste ist aufgrund der Berücksichtigung von relevanten Umweltauswirkungen, der Nutzung von aktuellen Daten bei spezifischen Abfalltechniken, des transparenten Vorgehens sowie wegen der möglichen und flexiblen Szenariobildung ein geeignetes und zuverlässiges Instrument; ebenso lässt sich damit vergleichen und erforderliche Sensitivitätsanalyse durchführen. Easewaste kann insbesondere durch seine Benutzerfreundlichkeit und Flexibilität sowie verfügbare Dokumentation den Bewertungsprozess unterstützen und vereinfachen (Kirkeby et al. 2006).

12-390

Anhang 12-19: Allgemeine Form der Bewertungsmatrix in NWA

A A1 Am V V1 Vm ΣV A A1.1 A1.2 A1.m Am.1 Am.2 Am.m

Alternativen Kriterien v V1.1 V1.2 V1.m Vm.1 Vm.2 Vm.m ΣV K g K g K g C e NT C e NT C e NT C e NT C e NT C e NT

K1.1.1 g1.1.1 CK1.1.1 CK1.2.1 K1.1.2 g1.1.2 CK1.1.1 …. K1.1 g1.1

K1.1.n g1.1.n CK1.1.n …. K1.2.1 g1.2.1 CK1.2.1 K1.2.2 g1.2.1 CK1.2.2 K1.2 g1.2 K1.2.n g1.2.n CK1.2.n K1.n.1 g1.n.1 CK1.n.1 K1.n.2 g1.n.2 CK1.n.2

K1.n g1.n K1.n.n g1.n.n CK1.n.n Kn.1.1 gn.1.1 Kn.1.2 gn.1.2 Kn.1 gn.1

Kn.1.n gn.1.n Kn.2.1 gn.2.1 Kn.2.2 gn.2.1 Kn.2 gn.2 Kn.2.n gn.2.n Kn.n.1 gn.n.1 Kn.n.2 gn.n.2

Kn.n gn.n Kn.n.n gn.n.n

Σg Σg Σg ΣNT=NG ΣNT=NG ΣNT=NG ΣNT=NG ΣNT=NG ΣNT=NG Rang: Rang: Rang: Rang: Rang: Rang:

A = Alternative; K = Kriterium; C = Konsequenz; g = Gewichtsfaktor des Kriteriums; v = Vorgewicht der Alternative; e = Erfüllungsgrad der Konsequenz NT = Teilnutzen = g x e x v; NG = Gesamtnutzen = ΣNT Quelle: Kunze et al. (1974)

12-391

Anhang 12-20: Anwendungsbereiche der NWA

ANWENDUNGSBEREICHE VERÖFFENTLICHUNGEN

1. Entscheidungen über Forschungs- und Entwicklungsvorhaben (generell)

Dean et al. (1970), Gustafson et al. (1971), Altmann (1985)

2. Auswahl neuer Produkte (speziell), Geräte und Anlagen

Becker (1979), Hechler (1976), Dörries (2004), Reinicke (2004), Grudzień (2002), Konieczny (2001), Block (2003), Schönfelder (1976), Scheller (1974)

3. Regionalplanungen (generell) Strassert/Turowski (1971), Davidson (1971), Fischer (1971), Strassert / Thoss (1971), Strassert (1973), Eekhoff (1973), Kroes/Gurk (1973), Affeld et al. (1974)

4. Freizeit und Fremdenverkehrsplanungen Turowski / Strassert (1972), Turowski (1972), Scheller (1974)

5. Stadtentwicklungsplanungen Mackensen / Eckert (1970), Bauer et al. (1972), Iblher/Jansen (1972), Battelle (1974a), Eberle (1981), Winkel (1979), Lutzky (1978)

6. Standortplanungen Calvo / Marks (1973), Scheller (1974), Kunze et al. (1974)

7. Umwelt- und Gewässerschutzplanung Klee (1971), (1972 b), Peters (2007), Scheller (1974)

8. Planungen im Kommunalbereich (generell)

Bartnick (1983)

9. Investitionsplanung im privaten und öffentlichen Bereich

Weiss (1973), Scheller (1974)

10. Arbeitsplatzzuordnung, Arbeitssysteme und Berufswahl

Miller (1970), Huber et al. (1971), Childs / Wolfe (1972), Zangemeister (2000)

11. Auswahl von EDV-Anlagen Dworatschek / Donike (1972), Baugut (1973)

12. Bewertung unterschiedlicher Verkehrssysteme

Miller (1970), Weigelt et al. (1973), Fiedler (1974), Braune (1976), Scheller (1974)

13. Bewertung der Funktionsfähigkeit technischer Systeme

Turban / Metersky (1971), Goodwin (1972), Kiener (1974), Schreiner (1985), Scheller (1974)

14. Bewertung von Lehrpersonal und Experten

Hoepfl / Hueber (1970), Weber (1991)

15. Bewertung von Wohnungen Edwards/Winterfeldt (1973)

16. Bewertung von Unternehmensplanspielen sowie von mathematischen Optimierungsverfahren

Kugel (1972)

17. Bewertung g von Software-Tools Höcker (1984), Scheller (1974), Herzhoff (2005)

18. Bewertung von Kommunikations- und Informationssystemen

von Dorp (1974), Scheller (1974), Schwarz (1979), Schildhauer (2001), Rieckenberg (2004)

19. Bewertung von Verfahren der Trinkwasseraufbereitung

Ruhland (2004)

20. Bewertung von Landschaft Wiemann (1985)

21. Bewertung von Unternehmensstrategien Maus (1979)

22. Anwendung der Nutzwertanalyse als Software

Krallmann, Scholz (1985)

Quelle: Eigene Zusammenstellung nach Dreyer (1975) mit eigenen Ergänzungen

12-392

Anhang 12-21: Anwendung der Promethee Methode im Bereich kommunale Abfallwirtschaft ANWENDUNGSBEREICH VERÖFFENTLICHUNGEN Problem des Standortes für eine Abfallbehandlungsanlage Hokkanen / Salminen (1997) Ranking von neun Entsorgungssystemen für HH-Abfälle Kapepula et al. (2007) Ranking von Abwasserbehandlungsstandorten Margeta et al. (1990) Ranking von Standorten zur Behandlung von Recyclinganlagen für EEG-Abfälle

Queiruga et al. (2008)

Ranking von Entsorgungssystemen für Abfälle aus Behandlung von EEG

Rousis et al. (In press)

Standortauswahl von einer Abfallbehandlungsanlage Sarkis (2000) Ranking von Abfallbehandlungsanlagen Vaillancourt / Waaub (2002)¹ Ranking von Entsorgungssystemen auf regionaler Ebene Vego et al. (2008) Standortauswahl für Beseitigung von kommunalen Abfällen Vuk et al. (1991) Bewertung von Kommunen zur Standortauswahl für eine Recyclinganlage

Walther et al. (2008)

Ranking von Projekten für kommunale Klärschlammanlagen

Yan et al. (2007)

¹ Mixed integer linear programming als sonstiges Instrument Quelle: Eigene Zusammenstellung nach Hokkanen / Salminen (1997), Kapepula et al. (2007), Margeta et al. (1990), Queiruga et al. (2008), Rousis et al. (In press), Sarkis (2000), Vaillancourt / Waaub (2002), Vego et al. (2008), Vuk et al. (1991), Walther et al. (2008), Yan et al. (2007)

Anhang 12-22: Berechnungsfomel für Abfallbehälter und Containerbedarf im untersuchten ZV Dolina

B – Behältermenge; >= 1

Va – Abfallvolumen E/a in m³ E – Einwohnerzahl pro Haushalt

Vb – Abfallbehälter- oder Containervolumen (dm3 oder Liter)

A – Abruhrrhytmus; A=14 (Haushaltsabfälle, Glas, Papier), A=7 (Bioabfälle)

B Behältermenge = (Va Abfallvolumen E/a · E Einwohnerzahl pro Haushalt) / (0,001 · Vb Abfallbehälter- /

Containervolumen · 365 / A Abfuhrrhytmus)

12-393

Anhang 12-23: Allgemeine Kosten einer Abfallbehandlungsanlage

KOSTEN EINER ABFALLBEHANDLUNGSANLAGE

INVESTITIONSKOSTEN BETRIEBS- UND INSTANDHALTUNGSKOSTEN

Grunderwerb Instandhaltung und Service von Bauten und Einrichtungen

Grundstücksmanagement und technische Erschließungskosten (Strassenanschluß, Wasser- und Energieversorgung, Abwassersystem)

Versicherungen

nicht-technologische Planungskosten Anlagenmanagement

Technische Anlagen und Gebäude (Abfallbunker und -lager, technologische Gebäude)

Personal

externe und interne nicht-technologische Einrichtungen Energie-, Wasser- und Wärmeversorgung

technische Ausstattung: Transporteinrichtungen – Fließband, Lader, Laster, Zugmaschine; Einrichtungen zur mechanischen Abfallbehandlung – Zerkleinerungsmaschine, Siebe, Ballenpresse etc.; Feuerungssystem mit Dampfkessel und Dampfnutzungssystem; Einrichtung zur Elektrizitätsherstellung; Einrichtung zur Behandlung von Abgasen; Einrichtungen zur aeroben und anaeroben Biostabilisierung von Abfällen; Abwasserbehandlungssystem (Pumpen, Gefäße, Rohre etc.) sonstige technische Einrichtungen (Prozesssteuerung und –überwachung)

Abwasserentsorgung; zusätzliche Brennstoffe Prozesschemikalien – Kalk, Ammoniak, Adsorptionsmittel etc.

Quelle: Zusammengestellt nach Boer et al. (2005)

12-394

Anhang 12-24: Zusammenstellung von durchschnittlichen externen Verkehrskosten

ZUSAMMENSTELLUNG VON DURCHSCHNITTLICHEN EXTERNEN VERKEHRSKOSTEN IN CENT PRO FAHRZEUGKILOMETER NACH KATEGORIEN UND VERKEHRSTRÄGERN (€ per 1000 Passagier-km oder € per 1000 Tonnen-km)

KATEGORIE / VERKEHRSTRÄGER

PKW (ECMT 1998b)

PKW (Infras, 2000)

Bahn Pass.

(ECMT 1998b)

Bahn Pass.

(Infras, 2000)

(ECMT 1998b)

(Infras, 2000)

Bahn Fracht (ECMT 1998b)

Bahn Fracht (Infras, 2000)

PKW – Flotte 2005 (UBA 2007)

LKW > 3,5 Mg

(UBA 2007)

Verkehrsunfälle 33,0 35,7 3,0 0,9 21,0 11,5 1,0 0,0

Lärm 3,0 5,7 4,0 3,9 8,0 6,7 6,0 3,5 8,0 50

Luftverschmutzung 7,0 17,3 2,0 4,9 23,0 37,4 1,0 4,0 5,0 56,0

Klimaänderung 6,0 15,9 3,0 5,3 10,0 16,2 1,0 4,7 12,0 48,0

Aufgedeckte Infrastrukturkosten - 4,0 12,0 8,0 23,0

Natur 2,5 0,4 3,3 0,5 4,0 20,0

Städtische Effekte 1,5 0,9 1,9 0,9

Oberprozesse 8,6 3,8 5,0 5,0

GESAMT € / 1000 km

45,0 87,2 24,0 20,1 70,0 82,0 32,0 18,6 29,0 174,0

Quelle: Eigene Zusammengestellung nach ECMT(1998a), ECMT(1998b), Infras (2000) UBA (2007)

12-395

Anhang 12-25: Emissionshandel

Die Berechnung von CO2-Emissionen aus der Verbrennung von Abfällen ist angesichts des Emissionshandels ein aktuelles Thema. Seit Einführung des Emissionshandels wurde eine Einbindung dieser Anlagen diskutiert, bisher aber nicht umgesetzt. Für die zweite Zuteilungsperiode von 2008 bis 2012 wurden demzufolge Müllverbrennungsanlagen nicht im Emissionshandel berücksichtigt (Pacher et al. 2007).

Trotz der aktuellen Klimadiskussionen über die Aufnahme weiterer Bereiche der Wirtschaft in den Emissionshandel ab 2013 (Pacher et al. 2007) werden die MVA nicht erfasst (Landgrebe 2009). Die Kritik hierbei betrifft eine wahrgenommene Gefahr, dass die Betreiber die Menge und Zusammensetzung der Einsatzbrennstoffe nur unter Energienutzungsaspekten optimieren würden. Diese alleinige Optimierung würde aber den abfallrechtlichen Zielen einer vorrangigen ordnungsgemäßen Abfallentsorgung zuwiderhandeln (Landgrebe 2009).

Der EBS-Einsatz in Mitverbrennungsanlagen (mit Feuerungswärmeleistung mit mind. 20 MW) spielt eine wachsende Rolle in der Abfall- und Energiewirtschaft und beim Emissionshandel. Bei der Substitution fossiler Brennstoffe durch Mitverbrennung von EBS mit einem biogenen Kohlenstoffanteil57 wird eine Reduzierung der Abgabepflicht erreicht (Landgrebe 2009). Sollte zukünftig die Einbeziehung der Aktivitäten der Abfallwirtschaft in Rechtsentwicklungen erfolgen, dürften nicht nur einzelne Entsorgungsaktivitäten, sondern müsste die Abfallwirtschaft ganzheitlich berücksichtigt werden (Johnke 2003). Dies würde dann den Vorgaben des Kyoto-Protokolls entsprechen, das den Bereich Abfallwirtschaft als Emissionssektor mit den Unterkategorien Abfallablagerung, Abwasserbehandlung, Abfallverbrennung und Sonstige aufführt (Landgrebe 2009). Somit würden sich die CO2-Emissionen nicht nur auf die thermische Verwertung beschränken, sondern z.B. auch auf die Deponierung und andere Behandlungsprozesse. 57 Nach Flamme (2005) beträgt der spezifischer energiebedingter Emissionsfaktor (in kg CO2/MJ) für Sekundärbrennstoffe aus Siedlungsabfall 40-60% biogenes Kohlenstoffs (für produktionsspezifische hingegen Sekundärbrennstoffe 10-40%). CO2-Emissionen aus biogenem Kohlenstoff werden nicht angerechnet. Zur Bestimmung des biogenen Anteils sind drei Ansätze gängig: manuelle Sortieranalyse, Selektive-Aufschluss-Methode (selektiver Aufschluss) und Kohlenstoff-Isotopen-Methode - C14-Methode (Flamme 2005; Landgrebe 2009). Auf diese wird hier näher nicht eingegangen.

12-396

Geplante Müllverbrennungsanlagen in Polen können realistisch frühestens ab 2016 in Betrieb genommen werden (Pajak 2009b). Zu diesem Zeitpunkt kann die CO2-Emissionsfrage aber ein wichtiges Thema bei kommunaler Abfallentsorgung werden. Stark verzögerte Planungs- und Bauphasen sind wegen langer Genehmigungszeiten, möglicher Baustopps (Bevölkerungsproteste etc.) und der generellen EU-Finanzierungsproblematik jedoch wahrscheinlich und nicht auszuschließen.

Sollte die Abfallwirtschaft laut dem Kyoto-Protokoll doch in den Emissionshandel einbezogen werden, sind die CO2-Bilanzen innerhalb der gesamten Entsorgungskette zu erfassen. Diese Voraussetzungen sind Anlass zur Berechnung von verursachten CO2-Emissionen innerhalb der gesamten Entsorgungswege.

12-397

Anhang 12-26: Primärenergieherstellung nach Energieträgern in Polen 2005 - ENERGIE-MIX für die Verwendung in der ÖBM

2,4%2,0% 0,5%0,5%

Steinkohle Braunkohle

Hydro Gas

Erneuerbare Energiequellen Mitverbrennung

Quelle: Eigene Darstellung nach URE (2005) (Urzad Regulacji Energetyki, Regulierungsbehörde für Energiesektor)

12-398

Anhang 12-27: Strom aus Müllverbrennungsanlagen als Energie aus erneuerbaren Energien in 2006

LAND GILT ENERGIE AUS VERBRENNUNG VON SIEDLUNGSABFÄLLEN ALS ERNEUERBARE ENERGIE?

FORM DER STAATLICHEN FÖRDERUNG (EINSPEISEVERGÜTUNG FÜR STROM AUS ERNEUERBAREN ENERGIEN) ct/kWh

Belgien (Flandern)

Ja: Wirbelschicht-Anlagen: 31% sonstige Anlagen: 41,08%

grüne Zertifikate, 6+11=17 ct/kWh, sonstige Elektrizität = 6 ct/kWh

Dänemark¹ Ja, 43% staatliche Förderung = 1 ct/kWh,

zusätzlich Sonderinvestitionskredit 0-4,58 ct/kWh für die Anlagen N > MW

Deutschland Ja ohne staatliche Förderung = 5 ct/kWh

Finnland Nein keine

Frankreich

Ja, 50% Festpreise EdF= 4,5-5 ct/kWh, für 15 Jahre, dazu Bonus für energetische Effektivität, max. 0,3 ct/kWh (wenn als KHW)

Italien wird zukünftig bestimmt grüne Zertifikate, 9,6 ct/KWh¹

Niederlanden Ja, pauschal 47% staatliche Förderung 1,45 ct/kWh,

erforderliche energetische Leistung min. 26% = 3,5 ct/kWh¹

Österreich¹ Ja, nur bioabbaubare Abfälle Grüne Zertifikate, 6,63-12,8 ct/kWh

Portugal¹ Ja 7ct/kWh (sog. Erneuerbarer Tarif)

Schweiz Ja, pauschal 50% nur für neue Anlagen

Ungarn¹ Ja 16 ct/kWh

Polen z.Z. nur Projekt von 2008 – pauschal 42%

9 ct/kWh

¹ Angaben für 2006 Quelle: Zusammenstellung nach CEWEP (2008) und Eigenrecherche

12-399

Anhang 12-28: Transfer-Koeffizienten (mass-basiert) für Input-spezifische Emissionen für die MVA in Gdańsk, aus den Daten für MVA Vestforbraending, Dänemark, 2005

Substanz Output -

Emissionen in die Luft

Schlacken (%)

Flugasche (%)

Gypsum (%)

Abwasser (%)

Summe (%)

Ash 87,4 12,6 100

C (biologisch) 100 100

C (fossil) 100 100

Ca 79,25 16,55 4,2 100

F 4,13 27,77 67,22 0,91 100

Na 0,0029 0,2639 0,4166 0,6834

S 0,29 26,39 41,66 29,74 1,92 100

Al 92,15 7,82 0,03 100

As 0,0139 54,99 44,8 0,2 2,05E-05 100

Cd 0,0124 13,24 86,7 0,02 0,03 100

Cr 0,0329 84,25 15,65 0,06 0,01 100

Cu 0,00275 95,13 4,86 0,01 100

Hg 2,39 4,54 92,52 0,5 0,05 100

Mn 0,00346 91,33 8,66 100

Ni 0,0314 95,96 3,95 0,04 0,01 100

Pb 0,00655 70,02 29,85 0,12 0,0015 100

Quelle: Eigene Darstellung aus Easewaste-Datenbank für die MVA Vestforbraending, Dänemark, 2005 Anhang 12-29: Technische Angaben für die MVA Vestforbraending, Dänemark, 2005

Technische Eckdaten Technologie Rostfeuerung-MVA mit Abwasser- und

Laugenbehandlung aus der Bettasche; Nasses Rauchgasreinigungsverfahren

Input gemischte Siedlungsabfälle Recycling von Metallen aus Schlacken nicht berücksichtigt Abfalltransporte nicht berücksichtigt Dioxin removal Ja NOx removal Ja energetische Verwertung unterer Heizwert Stromherstellung (% of LHV) 17,9% Stromgutschriften 100% Kohle Wärmeherstellung (% of LHV) 78% Wärmegutschriften 100% Kohle

Quelle: Eigene Zusammenstellung nach “Green account of I/S Vestforbraending” aus Easewaste-Datenbank (www.vestfor.dk)

12-400

Anhang 12-30: Bewertungskriterien mit angehörigen Indikatoren, Gewichtungen und Skalenarten zur Bewertung der EA im Bereich Technik

BEWERTUNGSKRITERIUM INDIKATOREN

GEWICHT DES

INDIKATORS IM

BEW.KRIT. (%)

SKALEN- ART

GEWICHT BEWERTUNGS

-KRITERIUM (%)

GEWICHT INDIKATOR IM BEREICH

TECHNIK

T.1.1-Betriebserfahrung der Abfallbehandlungsanlagen 40 A 12

T.1.2-Störanfälligkeit der Abfallbehandlungsanlagen 40 E 12

T.1.3-Modernisierungsgrad der Abfallbehandlungsanlagen 10 B 3 T.1 Entsorgungssicherheit eines

Entsorgungssystems

T.1.4-Entwicklungspotenzial der Abfallbehandlungsanlagen 10 B

T.2.1-Kapazität der Abfallbehandlungsanlagen / anfallende Abfallmengen 50 C 10

T.2 Kapazitäten der Abfallbehandlungsanlagen T.2.2-Kapazität der Abfallbehandlungsanlagen /

Einwohner 50 C

T.3.1-Zeitauslastung 50 B 5 T.3

Auslastung der Abfallbehandlungsanlagen und Sammelunternehmen

T.3.1-Zeitverfügbarkeit 50 B

T.4.1-Energieerzeugung / Mg Abfall 20 B 4

T.4.2-Wärmeerzeugung / Mg Abfall 20 B 4

T.4.3-Kompost- und Produktmengen / entsorgte Bioabfallmengen 20 B 4

T.4.4-Gasfassung aus Deponierung / Mg Abfall 20 B 4

T.4 Effizienz bei der Produkterzeugung aus Entsorgungsprozessen

T.4.5-Wertstofffraktionen / Mg Abfall 20 B

12-401

T.5.1-Schnelligkeit Entleerung der Abfallbehälter 5 C 0,5

T.5.2-Nutzlast pro Sammeleinheit 15 C 1,5

T.5.3-Schnelligkeit Sammlung von Abfällen 5 C 0,5

T.5.4-Schnelligkeit Transport von Abfällen 5 C 0,5

T.5.5-Anzahl der Abfallbehälter 20 B 2

T.5.6-Größe der Abfallbehälter 10 C 1

T.5.7-Füllgrad der Abfallbehälter 20 C 2

T.5 technische Effizienz der Sammlung

T.5.8-Fehleinwürfe 20 E

T.6.1-Sammlung verschiedener Abfall- und Wertstoffe 30 A 3

T.6.2-Umschlag- und Transport verschiedener Abfall- und Wertstoffe

30 A 3

T.6.3-Logistikplanungsaufwand 20 E 2 T.6 technische Flexibilität der

Sammelsysteme

T.6.4-Hub- und Kippvorrichtung für verschiedene Behälter 20 A

GESAMT ∑100 ∑100 Quelle: Eigene Darstellung

12-402

Anhang 12-31: Bewertungskriterien mit angehörigen Indikatoren, Gewichtungen und Skalenarten zur Bewertung der EA im Bereich Soziales

BEWERTUNGSKRITERIUM INDIKATOREN

GEWICHT DES

INDIKATORS IM

BEW.KRIT. (%)

SKALEN-ART

GEWICHT BEWERTUNGS

-KRITERIUM (%)

GEWICHT INDIKATOR IM

BEREICH SOZIALES (%)

S.1.1-Akzeptanz der existierenden (geplanten) Abfallbehandlungsanlagen 30 B 9

S.1.2-Akzeptanz der Aussortierung von Wertstoffen in Haushalten 30 B 9

S.1.3-Betrachtung der Wichtigkeit der Störfaktoren 15 D 4,5

S.1.4-Betrachtung der Wichtigkeit der Entsorgung 15 D 4,5

S.1 Einwohnerakzeptanz

S.1.5-Nutzerfreundlichkeit der Abfallentsorgung im Entsorgungssystem 10 A

S.2.1-Aktive Teilnahme der Einwohner an Aufklärungsveranstaltungen 10 B 3

S.2.2-Aktive Teilnahme der Einwohner an Vorsortierung von Wertstoffen 20 B 6

S.2.3-Kenntnis der Abfallbeseitigungsmethoden von Einwohnern 10 A 3

S.2.4-Illegale Ablagerungen der Abfälle im Entsorgungssystem 20 E 6

S.2.5-Müllverbrennung der Abfälle in Haushalten 20 E 6

S.2 Bürgerengagement und -einstellung

S.2.6-Anschluss der Einwohner an Eigenkompostierung 20 B

S.3.1-Sicherung der Arbeitsplätze 50 A 5 S.3

Sicherung der Arbeitsplätze im Entsorgungssystem S.3.2-Sicherheit der Mitarbeiter 50 A

12-403

S.4.1-Anzahl der Aufklärungsaktivitäten 10 C 2

S.4.2-Aussagekraft der Aufklärungsktivitäten 10 B 2

S.4.3-Anschluss an die organisierte HH-Sammlung 20 C 4

S.4.4-Berücksichtigung von Bürgeranhörungen bei der Planung neuer Entsorgungsalternativen 20 C 5

S.4.5-Transparenz und Struktur der Abfallgebühren 20 A 5

S.4.6-Sanktionen für nicht-zahlende Haushalte 10 A 2

S.4 Leistungsqualität der Abfallbehörde

S.4.7-Durchführung von Kontrollen und Inspektionen im Entsorgungssystem 10 C

S.5.1-Pünktlichkeit der Sammlung 33 C 3,3

S.5.2-Häufigkeit der Sammlung 33 C 3,3 S.5 Leistungsqualität der Sammelunternehmen

S.5.3-Sauberkeit der Sammlung 33 B

GESAMT ∑100 ∑100 Quelle: Eigene Darstellung

12-404

Anhang 12-32: Entwickelte Fragebögen zur Ermittlung von Antworten auf technische Kriterien Fragen an die Kommune T.1 - Entsorgungssicherheit eines Entsorgungssystems T.1.1 - Betriebserfahrung der Abfallbehandlungsanlagen

Frage: Wie stellt sich die Betriebserfahrung der Abfallbehandlungsanlagen im Entsorgungsgebiet dar?

Skalenart „…A…“ mit Anwortmöglichkeiten

sehr gut gut befriedigend eher genügend ungenügend

T.1.2 - Störanfälligkeit der Abfallbehandlungsanlagen

Frage: Wie groß ist die Störanfälligkeit der Abfallbehandlungsanlagen im Entsorgungsgebiet?

Skalenart „…E…“ mit Anwortmöglichkeiten

sehr gering gering mittelmäßig groß sehr groß

T.1.3 - Modernisierungsgrad der Abfallbehandlungsanlagen

Frage: Wie hoch ist der Modernisierungsgrad der Abfallbehandlungsanlagen im Entsorgungsgebiet?

Skalenart „…B…“ mit Anwortmöglichkeiten

sehr hoch hoch befriedigend niedrig sehr niedrig

T.1.4 - Entwicklungspotenzial der Abfallbehandlungsanlagen

Frage: Wie hoch ist das Entwicklungspotenzial der Abfallbehandlungsanlagen im Entsorgungsgebiet?

Fragen an die Betreiber der Abfallbehandlungsanlagen T.2 - Kapazitäten der Abfallbehandlungsanlagen T.2.1 - Kapazität der Abfallbehandlungsanlagen / anfallende Abfallmengen

Frage: Wie stellt sich die Kapazität der Abfallbehandlungsanlagen pro anfallende Abfallmengen im Entsorgungsgebiet dar?

Skalenart „…C…“ mit Anwortmöglichkeiten

völlig ausreichend

eher ausreichend befriedigend eher genügend nicht

ausreichend

12-405

T.2.2 - Kapazität der Abfallbehandlungsanlagen / Einwohner Frage: Wie stellt sich die Kapazität der Abfallbehandlungsanlagen pro Einwohner im Entsorgungsgebiet dar?

völlig ausreichend

ausreichend

Fragen an die Betreiber der Abfallbehandlungsanlagen und die Sammelunternehmen T.3 - Auslastung der Abfallbehandlungsanlagen / Sammelunternehmen T.3.1 – Zeitauslastung

Frage: Wie stellt sich die zeitliche Auslastung der Abfallbehandlungsanlagen / Sammelunternehmen im Entsorgungsgebiet dar?

T.3.1 – Zeitverfügbarkeit

Frage: Wie stellt sich die zeitliche Verfügbarkeit der Abfallbehandlungsanlagen / Sammelunternehmen im Entsorgungsgebiet dar?

Fragen an die Betreiber der Abfallbehandlungsanlagen T.4 - Effizienz bei der Produkterzeugung aus Entsorgungsprozessen T.4.1 - Energieerzeugung / Mg Abfall

Frage: Wie hoch ist die Energieerzeugung pro Mg Abfall im Entsorgungsgebiet?

T.4.2 - Wärmeerzeugung / Mg Abfall

Frage: Wie hoch ist die Wärmeerzeugung pro Mg Abfall im Entsorgungsgebiet?

12-406

T.4.3 - Kompost- und Produktmengen / entsorgte Bioabfallmengen Frage: Wie groß sind die Kompost- und Produktmengen pro entsorgte Bioabfallmengen im Entsorgungsgebiet?

T.4.4 - Gasfassung aus Deponierung / Mg Abfall

Frage: Wie hoch ist die Gasfassung aus der Deponierung pro Mg Abfall im Entsorgungsgebiet?

T.4.5 - Wertstofffraktionen / Mg Abfall

Frage: Wie groß sind die gewonnenen Wertstofffraktionen pro Mg Abfall im Entsorgungsgebiet?

Fragen an die Sammelunternehmen T.5 - technische Effizienz der Sammlung T.5.1 - Schnelligkeit der Entleerung der Abfallbehälter

Frage: Ist die Schnelligkeit der Entleerung im Entsorgungsgebiet ausreichend?

völlig ausreichend

ausreichend

T.5.2 - Nutzlast pro Sammeleinheit

Frage: Wie stellt sich der Nutzlast pro Sammeleinheit im Entsorgungsgebiet dar?

völlig ausreichend

ausreichend

T.5.3 - Schnelligkeit der Sammlung von Abfällen

Frage: Ist die Schnelligkeit der Sammlung im Entsorgungsgebiet ausreichend?

völlig ausreichend

ausreichend

12-407

T.5.4 - Schnelligkeit des Transports von Abfällen Frage: Ist die Schnelligkeit der Abfalltransporte im Entsorgungsgebiet ausreichend?

völlig ausreichend

ausreichend

T.5.5 - Anzahl der Abfallbehälter

Frage: Wie ist die Anzahl der Abfallbehälter im Entsorgungsgebiet?

völlig ausreichend

ausreichend

T.5.6 - Größe der Abfallbehälter

Frage: Wie ist die Größe der Abfallbehälter im Entsorgungsgebiet?

völlig ausreichend

ausreichend

T.5.7 - Füllgrad der Abfallbehälter

Frage: Wie ist der Füllgrad der Abfallbehälter im Entsorgungsgebiet?

völlig ausreichend

ausreichend

T.5.8 – Fehleinwürfe

Frage: Wie hoch ist der Fehleinwurfengrad im Entsorgungsgebiet?

12-408

Fragen an Sammelunternehmen T.6 - technische Flexibilität der Sammelsysteme T.6.1 - Sammlung verschiedener Abfall- und Wertstoffe

Frage: Wie stellt sich die Sammlung verschiedener Abfall- und Wertstoffe im Entsorgungsgebiet dar?

T.6.2 - Umschlag- und Transport verschiedener Abfall- und Wertstoffe

Frage: Wie stellt sich der Umschlag- und Transport verschiedener Abfall- und Wertstoffe im Entsorgungsgebiet dar?

T.6.3 – Logistikplanungsaufwand

Frage: Wie hoch ist der Logistikplanungsaufwand im Entsorgungsgebiet?

T.6.4 - Hub- und Kippvorrichtung für verschiedene Behälter

Frage: Wie stellt sich die Hub- und Kippvorrichtung für verschiedene Behälter im Entsorgungsgebiet dar?

12-409

Anhang 12-33: Entwickelte Fragebögen zur Ermittlung von Antworten auf soziale Kriterien

Fragen an die Einwohner des Entsorgungsgebietes S.1 - Einwohnerakzeptanz S.1.1 - Akzeptanz der existierenden (geplanten) Abfallbehandlungsanlagen

Frage: Wie hoch ist Ihre Akzeptanz der existierenden (geplanten) Abfallbehandlungsanlagen im Entsorgungsgebiet?

S.1.2 - Akzeptanz der Aussortierung von Wertstoffen in Haushalten

Frage: Wie hoch ist Ihre Akzeptanz der Aussortierung von Wertstoffen in Haushalten im Entsorgungsgebiet?

S.1.3 - Betrachtung der Wichtigkeit der Störfaktoren

Frage: Inwieweit sind die Störfaktoren der Abfallentsorgung im Entsorgungsgebiet Ihnen wichtig?

Skalenart „…D…“ mit Anwortmöglichkeiten

sehr wichtig wichtig gleichgültig eher unwichtig unwichtig

S.1.4 - Betrachtung der Wichtigkeit der Entsorgung

Frage: Inwieweit ist Ihnen die Abfallentsorgung im Entsorgungsgebiet wichtig?

Skalenart „…D…“ mit Anwortmöglichkeiten

sehr wichtig wichtig gleichgültig eher unwichtig unwichtig

S.1.5 - Nutzerfreundlichkeit der Abfallentsorgung im Entsorgungssystem

Frage: Wie nutzerfreundlich stellt sich die Abfallentsorgung im Entsorgungsgebiet dar?

12-410

Fragen an die Einwohner des Entsorgungsgebietes S.2 - Bürgerengagement und –einstellung S.2.1 - Aktive Teilnahme der Einwohner an Aufklärungsveranstaltungen

Frage: Wie hoch ist Ihre Teilnahme an den Aufklärungsveranstaltungen?

S.2.2 - Aktive Teilnahme der Einwohner an Vorsortierung von Wertstoffen

Frage: Wie hoch ist Ihre Teilnahme an der Vorsortierung von Wertstoffen?

S.2.3 - Kenntnis der Abfallbeseitigungsmethoden von Einwohnern

Frage: Wie gut kennen Sie die Abfallbeseitigungsmethoden?

S.2.4 - Illegale Ablagerungen der Abfälle im Entsorgungssystem

Frage: Lagern Sie Ihre Abfälle auf informelle Weise ab?

Skalenart „…F…“ mit Anwortmöglichkeiten

sehr selten selten mittelmäßig häufig sehr häufig

S.2.5 - Müllverbrennung der Abfälle in Haushalten

Frage: Entsorgen Sie Ihren Abfall durch die Verbrennung im Haushalt?

S.2.6 - Anschluss der Einwohner an Eigenkompostierung

Frage: Kompostieren Sie ihren Bio-Abfall?

Kommentar: Bei städtischer Bebauungsstruktur soll die „…Kompostierung…“ in die „…Vorsortierung…“ umgewandelt werden.

12-411

Fragen an die Kommune und die Betreiber der Abfallbehandlungsanlagen S.3 - Sicherung der Arbeitsplätze im Entsorgungssystem S.3.1 - Sicherung der Arbeitsplätze

Frage: Wie stellt sich die Sicherung der Arbeitsplätze im Entsorgungsgebiet dar?

S.3.2 - Sicherheit der Mitarbeiter

Frage: Wie stellt sich die Sicherheit der Mitarbeiter im Entsorgungsgebiet dar?

Fragen an die Einwohner des Entsorgungsgebietes S.4 - Leistungsqualität der Abfallbehörde S.4.1 - Anzahl der Aufklärungsaktivitäten

Frage: Ist die Anzahl der von der Kommune organisierten Aufklärungsaktivitäten ausreichend?

völlig ausreichend

ausreichend

S.4.2 - Aussagekraft der Aufklärungsaktivitäten

Frage: Wie ist die Aussagekraft der von der Kommune organisierten Aufklärungsaktivitäten?

S.4.3 - Anschluss an die organisierte HH-Sammlung

Frage: Wie ist der Anschluss an die organisierte HH-Sammlung?

völlig ausreichend

ausreichend

S.4.4 - Berücksichtigung von Bürgeranhörungen bei der Planung neuer Entsorgungsalternativen

Frage: Wie werden Ihrer Meinung nach neue Entsorgungsalternativen bei der Planung berücksichtigt?

völlig ausreichend

ausreichend

12-412

S.4.5 - Transparenz und Struktur der Entsorgungsgebühren Frage: Wie transparent und strukturiert sind die Entsorgungsgebühren?

S.4.6 - Sanktionen für nicht-zahlende Haushalte

Frage: Wie sind die Sanktionen für die Entsorgungsgebühren nicht-zahlender Haushalte?

S.4.7 - Durchführung von Kontrollen und Inspektionen im Entsorgungssystem

Frage: Wie werden die Kontrollen und Inspektionen im Entsorgungsgebiet durchgeführt?

Fragen an die Einwohner des Entsorgungsgebietes S.5 - Leistungsqualität der Sammelunternehmen S.5.1 - Pünktlichkeit der Sammlung

Frage: Ist die Pünktlichkeit der Sammlung der Abfälle ausreichend?

völlig ausreichend

ausreichend

S.5.2 - Häufigkeit der Sammlung

Frage: Ist die Häufigkeit der Sammlung der Abfälle ausreichend?

völlig ausreichend

ausreichend

S.5.3 - Sauberkeit der Sammlung

Frage: Ist die Sammlung der Abfälle ausreichend?

völlig ausreichend

ausreichend

Anhang 12-34: Vergleich europäischer Ökobilanzen mit den Ökobilanzergebnisse im dargestellten Bewertungsverfahren, Angaben in Stück

Zahlen aus 20 Studien für Ökobilanzen von Entsorgungssystemen für gemischte HH-Abfälle Ökobilanzergebnisse aus dem dargestellten Bewertungsverfahren Berücksichtgung in der

Ökobilanz von: JA NEIN nicht genannt /

unklar Begründung

Definition funktioneller Einheit 11 9 0 Die funktionelle Einheit ist selbstverständlich JA

Emissionen von Kapital- / Infrastrukturherstellung 3 6 11

Diese sind gering im Vergleich zur Gesamtökobilanz und betragen etwa zu 10% von allen Umweltauswirkungen innerhalb der Entsorgungssysteme („rule of thumb“)

NEIN, s. Fußnote 14

Emissionen von Energieinputherstellung 7 3 10 k.A. JA, s. Primärenergieersatz

Emissionen von Abfalltransporten 17 3 0 keine Differenzierung zwischen Szenarien; diese Emissionen für

die Gesamtökobilanz vernachlässigbar oder k.A. JA, da unterschiedlicher Transportaufwand nach EA

Emissionen von Energieherstellung in den Anlagen im ES

12 8 Wärmenutzung – seltener, da kaum Anlagen als Wärmeabnehmer in den untersuchten Systemen.

JA, wesentlicher Einfluss auf ökologische / ökonomische Auswirkungen

Gewichtung von Umweltwirkungen 6 12 0

Keine wissenschaftliche Basis für Gewichtung vorhanden. Gewichtung soll nicht in den Studien für die Öffentlichkeit durchgeführt werden.

NEIN, da diese subjektiv sind

Sensitivitätsanalyse 4 16 0 JA

Nutzung von Software 14 6 0 JA

ökonomische Kosten von Entsorgungssystemen 41 / 42 12 0 JA, mit der NWA

ökonomische Evaluierung von Umweltauswirkungen 5 15 0 NEIN

Wirkungsabschätzung 19 1 0

JA, EDIP-97 Methode

1 mit Kapital- und Infrastrukturkosten; 2 ohne Kapital- und Infrastrukturkosten Quelle: Eigene Zusammenstellung nach Cleary (2009) mit eigenen Angaben aus Easewaste

12-414

Anhang 12-35: Gewichtsmäßige Zusammensetzung des Hausmülls, Angaben in %

Kunststoffe6,6%

Glas6,8%

Papier, Pappe11,4%

Rest < 104,9%

sonstige Stoffe10,9%

Problemabfall0,3% Verbunde

Holz0,3%

Inertes2,1%

Textilien3,6%

Organik41,9%

Metalle2,1%

Quelle: SGUV (2008)

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