Betrachtete Umweltwirkungen

Folgende Umweltwirkungen wurden berücksichtigt:

• Ausschöpfung nicht erneuerbarer Energieressourcen (Koeffizienten durch Wolfensberger und Dinkel,1997). Nicht nur aus fossilen Vorkommen (Rohöl, Erdgas usw.), sondern auch aus Erzvorkommen (Uran) stammende Energierohstoffe werden quantifiziert. Das in unse-ren Breitengraden als erneuerbar erachtete Wasser wurde hingegen für die Wasserkraftwerke nicht in die Berechnungen aufgenommen.

• Treibhauseffekt 500 Jahre (Koeffizienten gemäss Hausschild und Wenzel, 1998,gestützt auf neueste wissenschaftliche Erkenntnisse über die Treibhausgase). Mit der berechneten Wir-kung soll das Potenzial einer durch bestimmte Gasemissionen in die Luft verursachten Zunahme der Durchschnittstemperatur der Atmosphäre quantifiziert werden können.

Kohlendioxid (CO2), Methan (CH4) und Lachgas (N2O) sind die Hauptmoleküle, die in der Landwirtschaft eine Rolle spielen.

• Bodenversauerung (Koeffizienten von Heijungs et al., 1992). Die Wirkung berechnet die Schäden an den Pflanzen, die durch die Versauerung von landwirtschaftlichem und nicht landwirtschaftlichem Boden hauptsächlich durch Emissionen von Ammoniak (NH3), Stickoxid (NOx) und Schwefel (SO2) in die Luft entstehen.

• Ozonbildung (Koeffizienten von Heijungs et al., 1992). Die Wirkung bewertet die Ozon-bildung (Sommersmog) als Folge der gemeinsamen Wirkungen der Emissionen von Stickoxid (NOx), Fluorkohlenwasserstoff, flüchtigen organischen Verbindungen (NMVOC) und Methan (CH4) in die Luft.

• Eutrophierung (Heijungs et al.,1992; LCA Nordic, 1995). Je nach limitierendem Nährstoff (Phosphor oder Stickstoff) und dem betrachteten Umfeld (Wasser und Boden), gibt es ver-schiedene Eutrophierungsmodelle. Die Schätzung bezieht sich hier auf eine Gesamt-Eutrophierung, definiert als Störung des Nährstoffgehalts von Boden und Wasser durch ex-terne Inputs, die wie Dünger wirken. Alle zur Eutrophierung beitragenden stickstoff- und phosphorartigen Emissionen sind berücksichtigt. Andererseits wird die terrestrische

11Die

Eutrophierung berechnet, die nur die Wirkung der gasförmigen Stickstoff- und emissionen umfasst, sowie die aquatische Eutrophierung, welche sich auf die Phosphor-Emissionen in die Oberflächengewässer beschränkt.

• Toxizität (Anwendung der von Jolliet und Crettaz, 1997,entwickelten und von Margni et al., 2000,ergänzten Methode). Einerseits wird die Wirkung auf die Humantoxizität als Folge der Aufnahme von Giftstoffen in Luft, Wasser und Boden geschätzt. Aufgrund der unge-nügenden Datenlage werden die Schwermetall- und Pestizidrückstände in den Nahrungs-mitteln in den Berechnungen nicht berücksichtigt. Andererseits werden die terrestrische Ökotoxizität (die durch Giftstoffe – in der Landwirtschaft meistens Schwermetalle und Pestizide – entstandenen Schäden an Pflanzen und Bodenorganismen) und die aquatische Ökotoxizität (die durch Giftstoffe entstandenen Schäden an Fauna und Flora in Oberflächengewässern) berechnet.

Kapitel 6: Auswertungskonzept

6.1 Einleitung

Die Auswertung der Umweltwirkungen eines Landwirtschaftsbetriebes wird in mehreren sich ergänzenden und aufeinander folgenden Etappen nach einem teilweise iterativen Prozess vorgenommen. Grundsätzlich umfasst sie fünf Phasen:

• Analyse der Vergleichbarkeit

– Erhebung technischer, agronomischer oder ökonomischer Kennzahlen, die für den Landwirtschaftsbetrieb typisch sind und die Vergleichsbedingungen mit andern Betrieben definieren

– Festlegung von Vergleichbarkeitskriterien, die auf den betrachteten Betrieb zutreffen

• Analyse des Umweltinventars¹²

– Analyse der wichtigsten direkten Emissionen (Nitrate, Ammoniak usw.) im agrarökologi-schen Bereich

• Analyse der Umweltwirkungen

– Analyse pro Produktgruppe (gestützt auf die in Kapitel 3.4.2 definierten funktionellen Einheiten)

– Analyse auf der Ebene des Landwirtschaftsbetriebes gemäss den wirtschaftlichen und ge-sellschaftlichen Funktionen (siehe Kapitel 3.3.2 und 3.3.3)

• Umweltrelevante Positionierung

– Vergleich der Umweltleistung des betrachteten Betriebes mit Kennzahlen. Im Falle einer negativen Positionierung:

➤Suche nach Ursachen

➤Empfehlungen und Verbesserungsvorschläge – Im Falle einer positiven Positionierung:

➤kann die Ökobilanz als Zertifikat für die Umweltleistung dienen¹³

• Vereinfachung der Umweltkommunikation – Auswahl repräsentativer Umweltwirkungen

– Schematisierung und Homogenisierung der Darstellung der Ergebnisse.

6.2 Vergleichbarkeit

6.2.1 Notwendigkeit eines Vergleichs

Kein Urteil kann absolut betrachtet gefällt werden. So wie die wirtschaftliche Evaluation wird auch die Umweltleistung eines landwirtschaftlichen Betriebes bezogen auf eine Norm ausgewertet, die entweder räumlich für eine gegebene Periode (horizontaler Vergleich) oder zeitlich für einen gegebenen Ort (vertikaler Vergleich) festgelegt wird. Das grösste Problem besteht heute darin, dass niemand weiss, wie viel Nitrate pro Hektare oder MJ pro Kilogramm Milch – um nur diese beiden Beispiele zu nennen – ein Betrieb im Rahmen einer nachhaltigen Landwirtschaft ausbringen oder konsumieren darf. Es gibt keine Bezugsgrössen, weder sol-che, die sich auf gross angelegte, über eine bestimmte Zeitspanne gemachte Beobachtungen stützen, noch solche, die aus Empfehlungen abgeleitet werden.

Aus diesem Grund kann das hier entwickelte Verfahren nur als provisorisch betrachtet werden.

6.2.2 Vertikaler Vergleich

Da die Daten der 50 Landwirtschaftsbetriebe unserer Stichprobe nur für eine einzige Periode (das Jahr 1998) erhoben wurden, ist die Prüfung eines vertikale Vergleiche beinhaltenden

12Es wird auf eine Analyse der

Auswertungskonzepts im Rahmen dieser Studie nicht möglich. Gemäss Auskünften der Landwirtinnen und Landwirte sowie Beobachtungen der landwirtschaftlichen Berater muss mit Schwankungen von Jahr zu Jahr gerechnet werden:

– Bei gewissen Inputs, die auf wirtschaftlicher Ebene wenig wichtig sind, aber die Ökobi-lanz des Betriebes stark beeinflussen können. Man kann beispielsweise hoffen, dass ein Landwirtschaftsbetrieb die auf die Ökobilanz gestützten Empfehlungen befolgen wird, so dass sich die Gesamtbilanz verbessert. Die Ergebnisse (siehe Kapitel 7) scheinen im übri-gen den Eindruck zu bestätiübri-gen, dass gewisse landwirtschaftliche Betriebe ein nicht un-bedeutendes Verbesserungspotenzial aufweisen.

– Bei gewissen Outputs, wo die Erfahrung gezeigt hat, dass für zahlreiche landwirtschaftli-che Produktionszweige – z.B. Obst, Gemüse oder Kartoffeln – von einem Jahr zum andern starke Ertragsschwankungen (u.a. auf Grund klimatischer Ereignisse) auftreten können.

Folglich gibt es entgegen anderslautender Meinungen nichts, was darauf schliessen liesse, dass die Umweltwirkung eines Landwirtschaftsbetriebes (ob positiv oder negativ) konstant sei und nicht von einem Jahr zum andern starken Schwankungen unterliege. Ein Auswertungskonzept hat dieser Tatsache Rechnung zu tragen. Nur wenn die Ökobilanzie-rung in einer grossen Zahl von Betrieben über mehrere Jahre hinweg wiederholt wird, stehen uns die erforderlichen Angaben zur Verfügung.

6.2.3 Horizontaler Vergleich

Die Stichprobe der 50 Betriebe des Projekts lässt unter gewissen Vorbehalten Vergleiche zu.

Sicher ist jeder Betrieb absolut betrachtet ein Einzelfall, doch wie es auf wirtschaftlicher Ebene möglich ist, mittels gewisser Vergleiche die Leistung eines Betriebes seinesgleichen gegen-überzustellen, so muss dies auch auf der Ebene der Umweltleistung machbar sein. Die vorlie-gende Studie stützt sich auf die von Charles (2000)definierten Prinzipien der Umweltver-gleichbarkeit zwischen Landwirtschaftsbetrieben. Zusammengefasst sind folgende Vergleiche möglich:

• Zwischen Landwirtschaftsbetrieben des gleichen Typs

• Zwischen gleichartigen Produktionen.

Das vorliegende Konzept geht von der Hypothese aus, dass die Typologie FAT 99 (Variante S3, siehe Anhang 7.2.2.1) der landwirtschaftlichen Betriebe (Meier, 2000)kohärente Einheiten definiert, innerhalb derer Vergleiche ohne Verzerrung angestellt werden können. Davon aus-genommen ist der Typ 12 (Spezialkulturen), der Gemüse-, Obst- und Rebbau vermischt und für den diese Hypothese der Kohärenz im Umweltbereich nicht erfüllt ist. In diesem Fall ha-ben wir die Variante S4 und die Typen 13 bis 15 (siehe Anhang 7.2.2.1) angewandt.

Für gleichartige Produktionen wurde beschlossen, dass die bestehenden Schwellen (siehe Kapitel 3.4.2) hoch genug sind, um auf den jeweiligen Produktgruppen basierend einen ver-zerrungsfreien Vergleich zwischen den Landwirtschaftsbetrieben zu ermöglichen; dies im Gegensatz zu Charles (2000), der Kriterien vorschlägt, die von den von Meier (2000)auf der Stufe Betrieb definierten Kriterien abgeleitet werden. Eine Verfeinerung des Konzepts in die-sem Punkt kann nur vorgenommen werden, falls eine höhere Anzahl Betriebe als Basis für ei-nen Test herangezogen werden kann.

Der Typ der betrachteten Betriebe wurde anhand der landwirtschaftlichen Nutzfläche, der offenen Ackerfläche, der Spezialkulturen sowie der Daten betreffend Zusammensetzung des Tierbestandes festgelegt. Die Vergleichbarkeit zwischen Produktgruppen stützt sich auf die wirtschaftlichen Betriebszahlen (vertrauliche Daten, die nicht im Anhang aufgeführt werden).

6.3 Analyse des Umweltinventars