die vorliegende arbeit wurde am 26.08.2004 von der agrar-...

Die vorliegende Arbeit wurde am 26.08.2004 von der Agrar- und Ernährungswissenschaftlichen Fakultät der Christian-Albrechts-Universität zu Kiel als Dissertation zur Erlangung des Doktorgrades der Agrarwirtschaften angenommen. Tag der mündlichen Prüfung: 04.11.2004 1. Berichterstatter: Prof. Dr.. Hartmut Roweck (Ökologie-Zentrum der CAU Kiel) 2. Berichterstatter: Prof. Dr. Klaus Müller (Leibniz-Zentrum für Agrarlandschafts- und

Landnutzungsforschung e.V., Müncheberg) 3. Berichterstatter: Prof. Dr. R. Marggraf (Universität Göttingen) Gedruckt mit Genehmigung der Agrar- und Ernährungswissenschaftlichen Fakultät der Christian-Albrechts-Universität zu Kiel.

ISSN 0515 – 6866 ISBN 3 – 86037 – 238-6

2004 Alle Rechte, auch die der auszugsweisen Veröffentlichung und fotomechanischer Wiedergabe

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Aus dem Institut für Wasserwirtschaft und Landschaftsökologie der Christian-Albrechts-Universität zu Kiel

Ergebnis- und maßnahmenorientierte Honorierung ökologischer Leistungen der

Landwirtschaft – Eine interdisziplinäre Analyse eines

agrarumweltökonomischen Instrumentes

Dissertation zur Erlangung

des Doktorgrades

der Agrar- und Ernährungswissenschaftlichen Fakultät

der Christian-Albrechts-Universität zu Kiel

vorgelegt von

Bettina Matzdorf

aus Schwedt/Oder

Kiel, 26. August 2004

Danksagung

Ich möchte an dieser Stelle all jenen danken, die mich in der Zeit dieser Arbeit fachlich und privat unterstützt haben und damit wesentlichen Anteil am Gelingen haben.

Namentlich, an erster Stelle, meinem Doktorvater, Prof. Roweck, der mir diese Arbeit als Stipendiatin des Graduiertenkollegs ‚Integrative Umweltbewertung’ ermöglicht hat und mir durch seinen kritischen Blick auf alles Vereinfachende wesentliche Anregungen für diese Arbeit gegeben hat. Ich möchte ihm auch dafür danken, dass er das Interesse an dieser Arbeit nicht verloren hat, obwohl mit ihr weit weniger die ökologische Perspektive des Themas aufgegriffen wird als ursprünglich geplant.

Prof. v. Alvensleben möchte ich für die fachlichen Anregungen in der ersten Phase dieser Arbeit danken. Das gleiche gilt für Prof. Fränzle, der mit seinem Disziplinen übergreifendem Wissen und Interesse der ‚Vater’ des Graduiertenkollegs war.

Nicht zuletzt gilt mein Dank allen StipendiatInnen des Graduiertenkollegs für den konstruktiven Austausch und die gegenseitige Befruchtung der Themen, hierbei insbesondere Barbara Semleit und Simone Graf, die sich mit mir gemeinsam das Feld der Honorierung ökologischer Leistungen erschlossen haben.

Wesentlichen Anteil an der Fertigstellung der Arbeit nach längerer Unterbrechung hat mein zweiter Betreuer, Prof. Müller. Ihm möchte ich besonders danken - für die fachliche aber auch menschliche Unterstützung. Insbesondere dafür mein Dank, dass er es mir ermöglicht hat, unter optimalen Rahmenbedingungen diese Arbeit zu beenden und kurzfristig die fachliche Betreuung der Arbeit übernommen hat. Der Blick des Volkswirtes auf die Arbeit war am Ende noch einmal sehr hilfreich.

Ohne meine Kollegen am ZALF hätte ich diese Arbeit wohl kaum zum jetzigen Zeitpunkt fertig stellen können. Dafür an alle meinen Dank, insbesondere an Angelika, Kerstin und Gerlinde für die große Unterstützung. Christian Kersebaum möchte ich für die großzügige Erlaubnis zur Nutzung von Daten danken, Jörg Steidl und Joachim Kiesel für die fachliche Hilfestellung.

Ebenfalls möchte ich den Mitarbeitern des LUA danken, die mir freundlicherweise Einblicke in den aktuellen Diskussionsstand der Arbeiten in den Bereichen Natura 2000-Gebiete, Wasserrahmenrichtlinie sowie Erfolgskontrolle des Vertragnaturschutzes gaben.

Meiner Familie möchte ich für ihr Interesse und die jahrelange bedingungslose Unterstützung danken, insbesondere meiner Mutter, Christel Matzdorf. Ebenfalls für ihre Unterstützung auf den verschiedenen ‚Felder’ möchte ich meiner Freundin Vera danken.

Jean danke ich für den stets optimistischen und humorvollen Blick auf alle Dinge und die viele Geduld.

I

1 EINLEITUNG______________________________________________________________ 1

2 PROBLEMSTELLUNG, AUFBAU UND METHODIK___________________________________ 3

3 ÖKONOMISCHE INSTRUMENTE IM SYSTEM DER UMWELTPOLITISCHEN INSTRUMENTE _____ 8

3.1 Ökonomische Instrumente _______________________________________________ 8

3.1.1 Steuerung durch rationale Entscheidungen ________________________________ 8

3.1.2 Pigou-Instrumente __________________________________________________ 11

3.1.3 Baumol-Instrumente_________________________________________________ 14

3.2 Anwendung des Verursacherprinzips bei ökonomischen Instrumenten _________ 16

4 HONORIERUNG ÖKOLOGISCHER LEISTUNGEN DER LANDWIRTSCHAFT ________________ 21

4.1 Charakterisierung des Instrumentes ______________________________________ 21

4.2 Ergebnis- und maßnahmenorientierte Honorierung ökologischer Leistungen____ 30

4.2.1 Unterscheidung der ergebnis- und maßnahmenorientierten Honorierung ________ 32

4.2.2 Potentieller Effektivitäts- und Effizienzvorteil der ergebnisorientierten Honorierung _______________________________________________________ 34

4.2.2.1 Ökologische Effektivität___________________________________________ 35

4.2.2.2 Effizienz _______________________________________________________ 36

4.2.2.3 Schlussfolgerungen_______________________________________________ 41

4.2.3 Aktuelle Ansätze einer ergebnisorientierten Honorierung____________________ 42

4.2.3.1 Schweizer Öko-Qualitätsverordnung (ÖQV) ___________________________ 43

4.2.3.2 Agrar-Umweltprogramm MEKA II in Baden-Württemberg _______________ 44

4.2.3.3 Einzelprojekte in Zusammenarbeit von Wissenschaft und Praxis ___________ 45

4.2.3.4 Zusammenfassung und Schlussfolgerungen für diese Arbeit_______________ 46

5 EIGENTUMSRECHTE ALS VORAUSSETZUNG FÜR DIE HONORIERUNG ÖKOLOGISCHER

LEISTUNGEN ____________________________________________________________ 49

5.1 Definition und Aufgabe von Eigentumsrechten _____________________________ 49

5.2 Ökologische Güter als Ansatzstelle der Eigentumsrechte an individuellen und

ökosystemaren Fähigkeiten _____________________________________________ 53

5.3 Notwendigkeit der Schaffung und Durchsetzung von Eigentumsrechten bei

Verknappung von ökologischen Gütern unter open access____________________ 59

5.4 Notwendigkeit der Änderung von absoluten Eigentumsrechten durch staatliches

Eingreifen ____________________________________________________________ 67

5.4.1 Bounded rationality und irrationales Verhalten ____________________________ 68

5.4.2 Hohe Transaktionskosten _____________________________________________ 72

5.5 Unterscheidung der Schaffung und Änderung von absoluten Eigentumsrechten _ 75

5.6 Eigentumsbegründung und Distribution ___________________________________ 77

5.6.1 Distribution in der Ökonomie __________________________________________ 77

5.6.2 Distribution der Eigentumsrechte an ökologischen Gütern im deutschen Recht ___ 79

5.6.2.1 Distributionskriterien______________________________________________ 79

5.6.2.2 Typisierung von positiven ökonomischen Anreizen entsprechend der zugewiesenen Eigentumsrechte______________________________________ 87

6 RATIONALISIERTE UMWELTZIELE ALS ANSATZSTELLE FÜR DIE HONORIERUNG

ÖKOLOGISCHER LEISTUNGEN _______________________________________________ 90

6.1 Definition und Bedeutung rationalisierter Umweltziele_______________________ 90

6.2 Minimierungsstrategie als Alternative zur umweltzielorientierten Strategie _____ 95

6.2.1 Abgrenzung der Minimierungsstrategie von der umweltzielorientierten Strategie _ 95

6.2.2 Minimierungsstrategie – tatsächlich eine Alternative zur umweltzielorientierten Strategie?__________________________________________________________ 97

6.3 Rationalisierung der Umweltziele durch Indikatoren _______________________ 107

6.3.1 Einordnung der Indikatoren in bestehende Indikatorensysteme _______________ 107

6.3.2 Validität – Sinn der Indikatoren _______________________________________ 113

6.3.3 Zweck der Indikatoren ______________________________________________ 116

6.3.4 Zweckgebundene Anforderungen ______________________________________ 117

6.3.4.1 Raumäquivalenz ________________________________________________ 118

6.3.4.2 Problemäquivalenz ______________________________________________ 122

6.3.4.3 Zeitäquivalenz __________________________________________________ 124

6.3.4.4 Normierbarkeit _________________________________________________ 127

6.3.4.5 Formulier- und Kommunizierbarkeit ________________________________ 129

6.3.4.6 Praktische Erhebbarkeit und Überprüfbarkeit __________________________ 131

6.3.4.7 Anforderungsprofil im Überblick und Diskussion ______________________ 131

6.3.5 Probleme der Indikatorenentwicklung und deren Konsequenzen______________ 133

6.3.5.1 Problem der Komplexität und des nicht deterministischen Verhaltens ökologischer Systeme und das damit verbundene finanzielle Risiko ________ 134

6.3.5.2 Problem der Normativität aufgrund der Ungewissheit ___________________ 143

6.3.5.3 Problem der Diversität von Umweltzielen ____________________________ 148

7 POSITIVE ÖKONOMISCHE ANREIZE IM RAHMEN DER AGRARUMWELTMAßNAHMEN UND DES ARTIKEL 16 DER VO (EG) 1257/1999 ____________________________________ 150

7.1 Agrar-politische Rahmenbedingungen ___________________________________ 150

7.1.1 Verhandlungen der World Trade Organisation____________________________ 150

7.1.2 Europäische Rahmenbedingungen _____________________________________ 154

7.1.2.1 Gemeinsame Agrarpolitik (GAP) ___________________________________ 154

7.1.2.2 Vorgaben und Förderflächenumfang im Rahmen der VO (EG) 1257/1999 ___ 160

III

7.1.3 Nationale Rahmenbedingungen in Deutschland __________________________ 163

7.1.3.1 Föderale Strukturen in Deutschland und deren Konsequenz ______________ 163

7.1.3.2 Gemeinschaftsaufgabe ‚Verbesserung der Agrarstruktur und des Küstenschutzes’ (GAK) __________________________________________ 164

7.1.4 Mittelfristige Weiterentwicklung der politischen Rahmenbedingungen ________ 167

7.1.4.1 Mid-Term-Review-Reform________________________________________ 167

7.1.4.2 Finanzielle Mittel für die Honorierung ökologischer Leistungen __________ 168

7.1.4.3 Cross Compliance und Institutionenwandel ___________________________ 169

7.1.5 Zusammenfassung und Schlussfolgerungen _____________________________ 173

7.2 Aktuelle Agrarumweltmaßnahmen am Beispiel der deutschen

Agrarumweltprogramme nach VO (EG) 1257/1999 ________________________ 174

7.2.1 Überblick über aktuellen Anwendungsumfang ___________________________ 174

7.2.2 Analyse der aktuellen Agrarumweltmaßnahmen __________________________ 177

7.2.2.1 Ansatz und Methode _____________________________________________ 177

7.2.2.2 Zahlungstyp – Honorierung oder Subvention__________________________ 177

7.2.2.3 Preistyp – Kosten oder Nutzen _____________________________________ 184

7.2.2.4 Strategietyp – Umweltzielorientierte Strategie oder Minimierungsstrategie __ 186

7.2.2.5 Rationalisierungstyp – Top down- oder Bottom up-Prozess ______________ 192

7.2.2.6 Indikatorentyp – Ergebnis- oder maßnahmenorientierte Honorierung_______ 195


7.3 Ausgleich ordnungsrechtlicher Auflagen in Natura 2000-Gebieten im Rahmen

des Artikel 16 der VO (EG) 1257/1999 ___________________________________ 198

7.3.1 Überblick über aktuellen Anwendungsumfang ___________________________ 198

7.3.2 Analyse der aktuellen Artikel 16-Maßnahmen ___________________________ 202

7.3.2.1 Ansatz und Methode _____________________________________________ 202

7.3.2.2 Zahlungstyp – Honorierung oder Subvention__________________________ 202

7.3.2.3 Preistyp – Kosten oder Nutzen _____________________________________ 205

7.3.2.4 Strategietyp – Umweltzielorientierte Strategie oder Minimierungsstrategie __ 205

7.3.2.5 Rationalisierungstyp – Top down- oder Bottom up-Prozess ______________ 206

7.3.2.6 Indikatorentyp – Ergebnis- oder maßnahmenorientierte Honorierung_______ 209


8 BEISPIELE FÜR ERGEBNISORIENTIERTE HONORIERUNGSANSÄTZE __________________ 211

8.1 Ergebnisorientierte Honorierung im Rahmen von Agrarumweltmaßnahmen

zur Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie ______________________________ 211

8.1.1 Rahmenbedingungen – Voraussetzungen für ergebnisorientierte Honorierung __ 211

8.1.2 Bedeutung von Agrarumweltmaßnahmen für N-Immissionsminderung im Zuge der Umsetzung der WRRL ______________________________________________ 215

8.1.3 Modellierte Stickstoffimmissionen als Anknüpfung für eine ergebnisorientierte Honorierung am Beispiel des Landes Brandenburg ________________________ 217

8.1.3.1 Standortverhältnisse und Bearbeitungsgebiete nach Wasserrahmenrichtlinie _ 217

8.1.3.2 Methodik und Datengrundlage _____________________________________ 219

8.1.3.3 Ermittlung der N-Immissionen _____________________________________ 229

8.1.3.4 Honorierungsverfahren ___________________________________________ 239

8.1.3.5 Diskussion und Ausblick__________________________________________ 243

8.2 Ergebnisorientierte Honorierung im Rahmen von Artikel 16-Maßnahmen zur

Umsetzung der FFH-Richtlinie__________________________________________ 245

8.2.1 Rahmenbedingungen – Voraussetzungen für ergebnisorientierte Honorierung ___ 245

8.2.1.1 Natura 2000-Netzwerk ___________________________________________ 245

8.2.1.2 Rationalisierte Umweltziele _______________________________________ 249

8.2.1.3 Gebietsabgrenzung ______________________________________________ 252

8.2.1.4 Monitoring und Berichtspflicht _____________________________________ 253

8.2.1.5 Verteilung der Eigentumsrechte und Auswahl geeigneter Instrumente ______ 254

8.2.2 Bedeutung von Artikel 16-Maßnahmen im Zuge der Umsetzung der FFH-Richtlinie ____________________________________________________ 257

8.2.3 Pflanzenarten von Grünlandlebensraumtypen als Anknüpfung für eine ergebnisorientierte Honorierung am Beispiel des Landes Brandenburg_________ 260

8.2.3.1 Beschreibung der diskutierten Lebensraumtypen (LRT) _________________ 260

8.2.3.2 Ableitung von Pflanzenarten als Indikatoren __________________________ 263

8.2.3.3 Honorierungsverfahren ___________________________________________ 270

8.2.3.4 Diskussion und Ausblick__________________________________________ 273

9 ZUSAMMENFASSUNG _____________________________________________________ 275

SUMMARY __________________________________________________________________ 282

LITERATUR _________________________________________________________________ 289

V

Abbildungsverzeichnis

Abbildung 1: Verhaltenssteuerung umweltökonomischer Instrumente__________________________ 11

Abbildung 2: Ökologische Leistungen der Landwirtschaft als gezielte Antwort auf Verknappung ökologischer Güter_______________________________________________________ 28

Abbildung 3: Ökonomische Anreize der Umweltpolitik im Verhältnis zu Eigentumsrechten und dem Verursacherprinzip ______________________________________________________ 30

Abbildung 4: Unterscheidung von ergebnis- und maßnahmenorientierter Honorierung ökologischer Leistungen _____________________________________________________________ 33

Abbildung 5: Potentieller Effizienzvorteil der ergebnisorientierten gegenüber der maßnahmenorientierten Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft ____ 42

Abbildung 6: Ergebnisorientierte Honorierung im Rahmen des baden-württembergischen MEKA II und der Schweizer ÖQV______________________________________________________ 47

Abbildung 7: Systematisierung verschiedener Eigentumsrechte und deren Beziehung zueinander ____ 50

Abbildung 8: Stellung der Eigentumsrechte als ökonomische Institutionen im Prozess der Nachhaltigen Entwicklung____________________________________________________________ 53

Abbildung 9: Ökologische Güter als Ansatzstelle für die Eigentumsrechte an individuellen und ökosystemaren Fähigkeiten ________________________________________________ 58

Abbildung 10: Vergleich der Zugangsbeschränkung und der Nutzungsbeschränkung bei den unterschiedlichen Eigentumsinstitutionen _____________________________________ 63

Abbildung 11: Zusammenhang zwischen ökologischen Gütern und Umweltproblemen in Abhängigkeit vom Zugang zu den Gütern und auftretender Rivalität ___________________________ 64

Abbildung 12: Überführung des open access zu einem well-regulated access bei ökologischen Gütern durch die Schaffung von Eigentumsrechten ___________________________________ 66

Abbildung 13: Möglichkeit einer effizienten Allokation einer artenreichen Wiese durch die Honorierung ökologischer Leistungen in Abhängigkeit der vorliegenden absoluten Eigentumsrechte _ 74

Abbildung 14: Distributionsentscheidungen im Zuge der Verteilung der Eigentumsrechte an ökologischen Gütern nach deutschem Recht___________________________________ 83

Abbildung 15: Typen der Zahlungen für ökologische Leistungen entsprechend der Eigentumsrechte und in Abhängigkeit der Allokationsform_____________________________________ 89

Abbildung 16: Vorsorgestrategien der Umweltpolitik und deren mögliche Ansatzstellen für entsprechende Eigentumsrechte_____________________________________________ 96

Abbildung 17: Abhängigkeit der rationalen Instrumentenwahl von der bounded rationality und den darauf aufbauenden Transaktionskosten der Präferenzermittlung__________________ 106

Abbildung 18: Einordnung der Typen von Indikatoren einer ergebnis- und maßnahmenorientierten Honorierung in den Indikatorenrahmen der OECD_____________________________ 111

Abbildung 19: Für die Durchsetzung von Ertragsrechten an individuellen und ökosystemaren Fähigkeiten werden Indikatoren benötigt, die die durch diese Fähigkeiten erzeugten ökologischen Güter für Transaktionen rationalisieren___________________________________________ 116

Abbildung 20: Anforderungen an Agrarumweltindikatoren im Rahmen der Honorierung ökologischer Leistungen ____________________________________________________________ 132

VI

Abbildung 21: Hauptprobleme bei der Entwicklung von Indikatoren als Ansatzstelle für die Honorierung ökologischer Leistungen _________________________________________________ 134

Abbildung 22: Finanzielles Risiko unterschieden nach drei unterschiedlichen Formen der Kalkulierbarkeit _______________________________________________________ 136

Abbildung 23: Modelle als Möglichkeit des Übertrages von nicht kalkulierbaren Risiken von Landwirten auf die Gesellschaft ___________________________________________ 139

Abbildung 24: Idealisierte Darstellung der Normativität innerhalb des Prozesses der Entwicklung von Indikatoren für Umweltgüter _____________________________________________ 145

Abbildung 25: Abstrahierte Abhängigkeit der normativen Ladung der Indikatoren von der Abweichung des Umweltziels von einem naturwissenschaftlich gefassten Phänomen ____________ 147

Abbildung 26: Kategorisierung unterschiedlicher Einkommensbeihilfen nach dem Grad ihrer handelsverzerrenden Wirkung im Rahmen der WTO-Verhandlungen______________ 151

Abbildung 27: Ausgaben der EU für das Haushaltsjahr 2003 ________________________________ 156

Abbildung 28: Verteilung der Ausgaben des EAGFL ______________________________________ 156

Abbildung 29: Aufteilung der Maßnahmen zur ländlichen Entwicklung auf die unterschiedlichen Planungsinstrumente am Beispiel der Ziel 1-Gebiete___________________________ 160

Abbildung 30: Finanzierung der Agrarumweltmaßnahmen in Deutschland (bis zum Jahr 2004) _____ 165

Abbildung 31: Geplante jährliche Finanzmittel für die Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft in den Bundesländern im Planungszeitraum 2004-2006 ____________ 175

Abbildung 32: Entwicklung der Agrarumweltmaßnahmen nach VO 2078/1992 von 1994-1999 _____ 176

Abbildung 33: Typisierung der aktuellen Agrarumweltmaßnahmen als Subvention oder Honorierung auf der Grundlage der Verteilung der Eigentumsrechte _________________________ 184

Abbildung 34: Typisierung der aktuellen Agrarumweltmaßnahmen im Hinblick auf die Art der Ermittlung des Preises___________________________________________________ 186

Abbildung 35: Verhältnis von umweltzielorientierten Agrarumweltmaßnahmen zu Extensivierungsmaßnahmen in Brandenburg _________________________________ 188

Abbildung 36: Anteil der erosionsmindernden Agrarumweltmaßnahmen in Brandenburg auf erosionsgefährdeten Flächen______________________________________________ 190

Abbildung 37: Erosionsmindernde Agrarumweltmaßnahmen in Brandenburg in und außerhalb von erosionsgefährdeten Gebieten_____________________________________________ 190

Abbildung 38: Typisierung der aktuellen Agrarumweltmaßnahmen im Hinblick auf ihren Zielbezug _ 192

Abbildung 39: Bereitschaft von Brandenburger Landwirten zur aktiven Teilnahme an der Entwicklung von Agrarumweltmaßnahmen __________________________________ 194

Abbildung 40: Typisierung der aktuellen Agrarumweltmaßnahmen im Hinblick auf die Art der Entwicklung der Indikatoren______________________________________________ 195

Abbildung 41: Bereitschaft von Landwirten zur Teilnahme an ergebnisorientierter Honorierung ____ 196

Abbildung 42: Typisierung der aktuellen Agrarumweltmaßnahmen als ergebnisorientierte oder maßnahmenorientierte Honorierung ________________________________________ 197

Abbildung 43: Förderumfang von Artikel 16- und Agrarumweltmaßnahmen an der landwirtschaftlichen Nutzfläche in Natura 2000-Gebieten in Brandenburg __________________________ 200

VII

Abbildung 44: Anwendung von Artikel 16-Maßnahmen in Deutschland ________________________ 201

Abbildung 45: Typisierung der aktuellen Artikel 16-Maßnahmen als Subvention oder Honorierung auf der Grundlage der Verteilung der Eigentumsrechte ____________________________ 204

Abbildung 46: Typisierung der aktuellen Artikel 16-Maßnahmen im Hinblick auf ihren Zielbezug ___ 205

Abbildung 47: Typisierung der aktuellen Artikel 16-Maßnahmen im Hinblick auf den Prozess der Indikatorenentwicklung __________________________________________________ 208

Abbildung 48: Typisierung der aktuellen Artikel 16-Maßnahmen als ergebnisorientierte oder maßnahmenorientierte ‚Honorierung’ _______________________________________ 209

Abbildung 49: Eintragsvermindernde Agrarumweltmaßnahmen in Brandenburg innerhalb und außerhalb von sensiblen Gebieten für N-Immissionen ins Grundwasser ____________ 217

Abbildung 50: Punktuelle und diffuse Eintragspfade und Prozesse in Flussgebieten Deutschlands____ 221

Abbildung 51: Stickstoffeinträge nach Eintragspfaden _____________________________________ 222

Abbildung 52: Stufen des landwirtschaftlichen N-Eintrages als Ansatzstelle für eine ergebnisorientierte Honorierung ___________________________________________ 223

Abbildung 53: Potential an N-Immissionsverminderung in den drei Szenarien anhand der Verteilung der Fluren in den Potentialklassen__________________________________________ 233

Abbildung 54: Verteilung der Potentialflächen für die Verminderung von N-Immissionen unter Szenario 1 ____________________________________________________________ 234



Abbildung 57: N-Immissionsverminderung für drei Szenarien________________________________ 236

Abbildung 58: Berücksichtigung der Retention und Verluste auf dem N-Eintragspfad im Rahmen der verwendeten Modelle bzw. Bewertungsansätze _______________________________ 237

Abbildung 59: Vorschlag für eine ergebnisorientierte Honorierung der N-Immissionsverminderung für zwei Agrarumweltmaßnahmen unter Nutzung von zwei Optimierungsstrategien _____ 243

Abbildung 60: Ermittelter Gesamtbestand von kulturbestimmten Lebensraumtypen in Deutschland __ 259

Abbildung 61: Verfahren zur Ableitung der Indikatoren für eine ergebnisorientierte Honorierung für den Lebensraumtyp Brenndolden-Auenwiese _________________________________ 268

Abbildung 62: Verfahren zur Ableitung der Indikatoren für eine ergebnisorientierte Honorierung für den Lebensraumtyp Magere Flachland-Mähwiese _____________________________ 269

VIII

Tabellenverzeichnis

Tabelle 1: Gegenüberstellung der Schaffung und Änderung von Eigentumsrechten an ökologischen Gütern __________________________________________________________________ 76

Tabelle 2: Träger des Vertragsrisikos bei nicht problemäquivalenten Indikatoren im Rahmen der Honorierung _____________________________________________________________ 123

Tabelle 3: Anzahl der Brutpaare und des Reproduktionserfolges des Großen Brachvogels auf Grünland in drei Brandenburger Vogelschutzgebieten ____________________________________ 126

Tabelle 4: Träger des Vertragsrisikos bei nicht zeitäquivalenten Indikatoren im Rahmen der Honorierung _____________________________________________________________ 127

Tabelle 5: Praktische Relevanz der Indikatorentypen im Rahmen der Honorierung unter Unsicherheit141

Tabelle 6: Überblick über die verschiedenen Programme im Bereich ländlicher Entwicklung______ 160

Tabelle 7: Modulationsbedingte Verschiebung der EU-Beihilfen von der ersten in die zweite Säule in Deutschland _____________________________________________________________ 169

Tabelle 8: Prämienhöhe für ausgewählte Agrarumweltmaßnahmen in Brandenburg und Sachsen___ 185

Tabelle 9: Entwicklung des geförderten Grünlandes nach Einführung der ergebnisorientierten Honorierung in Baden-Württemberg __________________________________________ 196

Tabelle 10: Art und Anwendungsumfang von Artikel 16-Maßnahmen in Brandenburg ____________ 200

Tabelle 11: Information und Beteiligung der Landwirte im Rahmen der Natura 2000-Gebietsmeldung 207

Tabelle 12: Beschreibung der Relevanzklassen von landwirtschaftlichen Standorten für die N-Immissionen ins Grundwasser_____________________________________________ 227

Tabelle 13: Beschreibung der Relevanzklassen von landwirtschaftlichen Standorten für die N-Immissionen in die Oberflächengewässer ______________________________________ 229

Tabelle 14: Vorschlag für Gewichtungsfaktoren in Anlehnung an die geschätzten N-Immissionen in das Flusssystem _____________________________________________________________ 239

Tabelle 15: Prämienkalkulation pro kg verminderter N-Immission für zwei Agrarumweltmaßnahmen 242

Tabelle 16: Flächenumfang von drei kulturbestimmten Grünland-Lebensraumtypen in vier Bundesländern ___________________________________________________________ 260

Tabelle 17: Art der Honorierung in Abhängigkeit von der Lebensraumqualität __________________ 271

Tabelle 18: Ergebnisorientierte Honorierung im Rahmen von Artikel 16 für Brenndolden-Auenwiesen und Magere Flachland-Mähwiesen ___________________________________________ 272

IX

Abkürzungsverzeichnis

ABAG Allgemeinen Bodenabtragsgleichung

AUM Agrarumweltmaßnahme

AL Ackerland

BB Brandenburg

BBodSchG Bundes-Bodenschutzgesetz

BE Berlin

BImSchG Bundes-Immissionsschutzgesetz

BetrPrämDurchfG Betriebsprämiendurchführungsgesetz

BGH Bundesgerichtshof

BGHZ Entscheidungen des Bundesgerichtshofes in Zivilsachen

BMVEL Bundesministerium für Verbraucherschutz, Ernährung und Landwirtschaft

BNatSchG Bundesnaturschutzgesetz

BP Brutpaare

BVerfGE Bundesverfassungsgerichtsentscheidung

BVerwG Bundesverwaltungsgericht

BVerwGE Bundesverwaltungsgerichtsentscheidung

BW Baden-Württemberg

BY Bayern

DirektZahlVerpflG Direktzahlungen-Verpflichtungengesetz

D Deutschland

DPSIR Driving Forces-Pressures-State-Impact-Responses

DPSR Driving Forces-Pressures-State-Responses

DüngeVO Düngeverordnung

DüngeMG Düngemittelgesetz

EAGFL Europäischer Ausrichtungs- und Garantiefonds für die Landwirtschaft

EFRE Europäischer Fonds für regionale Entwicklung

EPLR Entwicklungsplan für den ländlichen Raum

ESA Environmental Sensitive Areas

EU Europäische Union

EuGH Europäischer Gerichtshof

EU-15 Mitgliedstaaten (15) der EU vor der EU-Osterweiterung

EV Einigungsvertrag

FAL Bundesforschungsanstalt für Landwirtschaft

FFH Fauna-Flora-Habitat

FIAF Finanzierungsinstrument für die Ausrichtung der Fischerei

FN Fußnote

GAP Gemeinsame Agrarpolitik

GATT General Agreement on Tariffs and Trade

GG Grundgesetz für die Bundesrepublik Deutschland

GL Grünland

HB Bremen

HE Hessen

HH Hamburg

i.e.S. im eigentlichen Sinne

i.d.S. in diesem Sinne

i.S.v. im Sinne von

InVeKoS Integriertes Verwaltungs- und Kontrollsystem

IOGB Integrierter Obst- und Gemüsebau

X

KULAP Kulturlandschaftsprogramm

LANA Länderarbeitsgemeinschaft Naturschutz, Landschaftspflege und Erholung

LAWA Länderarbeitsgemeinschaft Wasser

LF Landwirtschaftliche Fläche

LRT Lebensraumtyp

LUA Landesumweltamt Brandenburg

LVL Landesamt für Verbraucherschutz und Landwirtschaft des Landes Brandenburg (jetzt LVLF)

MEKA Marktentlastungs- und Kulturlandschafts-Ausgleich

MSL Markt- und standortangepasste Landwirtschaft

MMK Mittelmaßstäbige landwirtschaftliche Standortkartierung

MTR Mid-Term-Review

MV Mecklenburg-Vorpommern

NCO Non Commodity Outputs

NföA Nationales Forum für ökologischen Ausgleich

NI Niedersachsen

NL Normative Ladung

NNatSchG Niedersächsisches Naturschutzgesetz

NW Nordrhein-Westfalen

OECD Organisation for Economic Co-operation and Development

ÖLN Ökologischer Leistungsnachweis

OP Operationelles Programm

ÖQV Öko-Qualitätsverordnung in der Schweiz

PSR Pressure-State-Response-Ansatz

PflSchG Gesetz zum Schutz der Kulturpflanzen

RP Rheinland-Pfalz

SAC Special Area of Conservation

SH Schleswig-Holstein

SL Saarland

SN Sachsen

SPA Special Protection Area

ST Sachsen-Anhalt

TH Thüringen

TÜV Technischer Überwachungsverein

UN/ECE Wirtschaftskommission der Vereinten Nationen für Europa

UNCED United Nations Conference on Environment and Development

UNDP Entwicklungsprogramm der Vereinten Nationen

UPR Urheberpersönlichkeitsrecht

VERMOST Vergleichsmethode Standort

VO Verordnung

WHG Gesetz zur Ordnung des Wasserhaushalts

WTO World Trade Organisation

WRRL Wasserrahmenrichtlinie

Einleitung 1

1 Einleitung

Die Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft ist ein Instrument zur Lösung von

Konflikten zwischen Landwirtschaft und Umweltschutz. Dabei ist das Verhältnis von einem

bekannten Dualismus geprägt: Auf der einen Seite die seit Jahrzehnten beschriebenen

schädlichen Umweltwirkungen der aktuellen Landwirtschaft, auf der anderen Seite positive

Wirkungen, die sich jedoch fast ausschließlich auf traditionelle oder extensive Nutzungen

beschränken (vgl. SRU 1985). Trotz dieser prinzipiellen Erkenntnis wesentlicher Wirkungen der

Landwirtschaft auf die Umwelt scheint gerade dieser Bereich aus verschiedenen Gründen dafür

prädestiniert zu sein, sich Entscheidungen zur Konfliktlösung zu entziehen. Juristisch

gesprochen liegt das Problem weniger im fehlenden Wissen über den Regelungsgegenstand als

im Fehlen von Lenkungswissen.

Im Zuge der Produktion von Lenkungswissen stößt man unweigerlich auf Kernprobleme der

Ökologie, der Ökonomie und der Rechtswissenschaft. Es seien hier einleitend für die Ökologie

die Komplexität und nicht-lineares Verhalten ökologischer Systeme (vgl. Kap. 6.3.5.1), für die

Ökonomie die Problematik der ökonomischen Eigentumsrechte (property rights) (vgl. Kap. 5)

und damit eng verbunden für die Rechtswissenschaften die Eigentumsdogmatik (vgl. Kap. 5.6.1)

aufgeführt. Nun setzt die Produktion von Lenkungswissen die Anwendung von Erkenntnissen in

den oben umrissenen Gebieten voraus, was die Schwierigkeit dieses Unterfangens begründet.

Die Bearbeitung von gesellschaftlichen Fragestellungen, wie die Lösung der Konflikte zwischen

der aktuellen landwirtschaftlichen Nutzung und den damit verbundenen Umweltproblemen,

bedarf in jedem Fall eines interdisziplinären Ansatzes. Auf der wissenschaftlichen Ebene führt

dies bekanntermaßen zu Problemen: „Wer zu lang im Ausland lebt, kann schließlich heimatlos

werden. Mit der fremden Sprache und Kultur wird er nie wirklich heimisch, aber zuhause findet

er sich auch nicht mehr zurecht. Wer interdisziplinär arbeitet, steht in der gleichen Gefahr. Das

fremde Fach nimmt ihn nicht wirklich ernst, das eigene Fach hält ihn für einen Fremdling“

(Engel 2001: 4). Vielleicht habe ich hier als Planerin weniger Verlustängste, fehlt mir doch

dieses ‚Heimatgefühl’ in einer Disziplin.

Das Interesse am Wissenserwerb im Rahmen dieser Arbeit ist instrumentell. Wissen ist insoweit

von Interesse, als es die Voraussetzung für Entscheidungen schafft oder verbessert. Darin wird

deutlich, dass diese Arbeit methodisch eher juristischem Vorgehen entspricht.

Ziel der Arbeit ist es, das theoretische Wissen der relevanten wissenschaftlichen Disziplinen im

Hinblick auf das Instrument der Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft

2 Kapitel 1

innerhalb einer Arbeit zu diskutieren und damit eine integrative Auseinandersetzung zu

ermöglichen. Der erkenntnistheoretischen Einsicht „Wer die Wirklichkeit ganz sehen will, sieht

schließlich gar nichts mehr“ (Albert 1978) folgend, macht ein derartiger Ansatz nur im

Zusammenhang mit der Lösung eines konkreten gesellschaftlichen Problems einen Sinn. Das

hier zur Diskussion stehende gesellschaftliche Problem lautet: Wie kann unter den gegebenen

gesellschaftlichen Rahmenbedingungen eine effektive und effiziente Honorierung ökologischer

Leistungen der Landwirtschaft erfolgen und inwieweit unterscheiden sich dabei

ergebnisorientierte von maßnahmenorientierten Honorierungsansätzen? Die gesellschaftlichen

Rahmenbedingungen werden dabei als ein wandelbarer und sich wandelnder institutioneller

Rahmen mit in die Betrachtungen einbezogen.

Erst die interdisziplinäre und integrative Auseinandersetzung spannt das Problemnetz auf, das

sich hinter den konkreten gesellschaftlichen Fragen verbirgt und zeigt, warum die praktische

Ausgestaltung der Honorierung ökologischer Leistungen immer, jedoch graduell abnehmend,

unbefriedigend sein wird. Zwei Beispiele für die mögliche aktuelle Anwendung einer

ergebnisorientierten Honorierung ökologischer Leistungen sollen jedoch einen positiven

Ausblick geben und aufzeigen, dass in jedem Fall Verbesserungspotential im Vergleich zu den

derzeit eingesetzten Instrumenten besteht.

Problemstellung 3

2 Problemstellung, Aufbau und Methodik

Die Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft ist ein ökonomisches Instrument,

um dem Marktversagen im Bereich der ökologischen Güter, durch entsprechende Institutionen

entgegenzuwirken. Ökonomischen, besser marktkonformen Instrumenten wird in einer liberalen

Gesellschaft gegenüber dem Ordnungsrecht ein Vorrang zugebilligt und es spricht alles dafür,

den Markt als Allokationsinstrument so weit wie möglich zu nutzen. Der Einsatz von

marktkonformen Instrumenten (vgl. Kap. 3) zur Lösung der Probleme zwischen Landwirtschaft

und Umweltschutz verlangt staatliches Eingreifen sowie die Schaffung und Durchsetzung von

Institutionen, die öffentliche ökologische Güter für die positiven Mechanismen des Marktes

zugänglich machen. In diesem Zusammenhang sind u.a. Erkenntnisse der Theorie der property

rights (vgl. u.a. Brubaker 1995, Bromley 1997b) unter den gegebenen gesellschaftlichen

Rahmenbedingungen auf den Sachverhalt anzuwenden (vgl. Kap. 5). Der Agrarbereich befindet

sich aktuell aus institutionenökonomischer Sicht in einem Institutionenwandel. Die

Schwierigkeiten einer effektiven und effizienten Ausgestaltung der Honorierung ökologischer

Leistungen sind nur im Zusammenhang dieses komplexen Prozesses zu verstehen.

Könnten öffentliche Güter den Marktmechanismen zugänglich gemacht werden, wäre allerdings

schon viel getan. Generell liegen die Ursachen vieler Umweltprobleme tatsächlich darin, dass die

Erkenntnisse der Ökonomie zu den natürlichen Ressourcen in der Praxis nicht angewendet

werden und weniger darin, dass die „naive“ Neoklassik „dem Markt als unfehlbarem

Allokationsinstrument blindlings“ vertraut (vgl. Hampicke 1999: 173). Wenn es um die Frage

geht: ‚Wie kann eine effiziente Allokation von knappen Ressourcen aussehen? und nicht um die

Frage: ‚Was bzw. welche sind die knappen Ressourcen?’, gibt es „größte methodische

Verwandtschaft“ innerhalb der ökonomischen Strömungen (ebd.: 172), was einer Anwendung

dieser Erkenntnisse sehr entgegenkommt.

Es spricht viel dafür, dass die intensive Auseinandersetzung mit der Frage, ‚wie’ Instrumente für

eine effiziente Allokation der öffentlichen ökologischen Güter im Zusammenhang mit der

landwirtschaftlichen Nutzung ausgestaltet werden können, einen nicht unbeträchtlichen Beitrag

zur Problemlösung bei Konflikten zwischen Landwirtschaft und Umweltschutz leisten kann.

Erforderliche anwendungsbereite ökonomische Erkenntnisse sind verfügbar. „Der bedeutende

Beitrag, den die Ökonomik durch den Einsatz marktwirtschaftlicher Instrumente des

Umweltschutzes leisten kann, die zum Ziel des Naturerhalts mit hoher statischer und

dynamischer Effizienz und mit einem geringen Maß an Eingriff in individuelle

Entscheidungsfreiheit beitragen, sollte bei allen berechtigten praktischen und juristischen

Bedenken stets im Auge behalten werden“ (Nutzinger 1999: 63).

4 Kapitel 2

Diese Arbeit beschäftigt sich nur am Rande damit ‚was’ die knappen ökologischen Güter sind,

die in Beziehung zu der Landwirtschaft stehen, sondern legt den Schwerpunkt darauf, welche

Eigenschaften und Anforderungen diese Güter erfüllen müssen, um im Wirtschaftssystem

Berücksichtigung zu finden – um eine effiziente Allokation über den Markt realisieren zu

können. Diese Anforderungen aus ökonomischer Sicht werden vor dem Hintergrund

ökosystemarer Erkenntnisse kritisch diskutiert und damit Möglichkeiten und Grenzen einer

effizienten Honorierung ökologischer Leistungen über den Markt aufgezeigt.

Diese Themeneingrenzung wird in dem Bewusstsein vorgenommen, dass durch die

Nichtberücksichtigung der Frage nach dem ‚was die ökologischen Güter sind’, einer der

wesentlichsten Problembereiche der Nachhaltigen Entwicklung ausgespart wird. Es sei an dieser

Stelle auf die Ökologische Ökonomie verwiesen, die sich neben den Allokationsfragen auch mit

der Entwicklung gesellschaftlicher Ziele bzw. ethischer Normen vor dem Hintergrund nicht

substituierbarer natürlicher Ressourcen und fairer Distribution auseinandersetzt (vgl. z. B.

Hampicke 1992, Daly 1992).

Im Folgenden werden anhand von Fragen das Gesamtkonzept der Arbeit und der Aufbau der

einzelnen Kapitel im Überblick dargestellt.

Was sind ökonomische Instrumente und welche Vorteile versprechen sie? (Kapitel 3)

Umweltökonomische Instrumente heben sich von den anderen umweltpolitischen Instrumenten

dadurch ab, dass sie rationale Entscheidungen beeinflussen wollen. Rational handelnde

Individuen sind die Grundannahme beim Einsatz ökonomischer Instrumente und bestimmen

Möglichkeiten und Grenzen der Instrumente. Honorierungsinstrumente können danach

unterschieden werden, an welcher ‚Optimierungsgröße’ sie ansetzen: An Gütern einer

individuellen Nachfrage (im Sinne von Internalisierungsansätzen) oder an Umweltzielen (im

Sinne von standardorientierten Ansätzen). Es wird gezeigt, dass beide Ansätze gerade im Lichte

der Anwendung des Verursacherprinzips weniger Differenzen aufweisen als oftmals dargestellt

wird. Beide Formen sind in dem dieser Arbeit zugrunde liegenden Honorierungsinstrument

wieder zu finden.

Problemstellung 5

Wodurch ist das Instrument der Honorierung ökologischer Leistungen charakterisiert und worin bestehen die Unterschiede zwischen der ergebnisorientierten und der maßnahmenorientierten Honorierung? (Kapitel 4)

Die Honorierung ökologischer Leistungen ist ein seit Jahrzehnten bearbeitetes Thema.

Dementsprechend viele Definitionen zu ‚ökologischen Leistungen’ und zum Instrument

‚Honorierung ökologischer Leistung’ sind verfasst. Als Ausgangspunkt dieser Arbeit wird eine

Charakterisierung des hier verwendeten Instrumentes der ‚Honorierung ökologischer

Leistungen’ erarbeitet und eingehend beschrieben.

Ökonomische Instrumente werden oft als ‚die’ Alternative zum defizitären oder auch nur

‚ungeliebten’ Ordnungsrecht dargestellt. Die Begründung baut auf der Annahme auf, dass

ökonomische Instrumente durch rationale Entscheidungen zur Effizienz führen. In der

Argumentation für ökonomische Instrumente wird oftmals von einem ‚Idealmodell’ ausgegangen

und dessen Eigenschaften werden auf das real vorliegende Instrument und die

Rahmenbedingungen übertragen. Tatsächlich sind die aktuell angewendeten Instrumente, wie die

Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft im Rahmen der Agrarumwelt-

programme, weit davon entfernt, dem ‚Idealmodell’ zu entsprechen. Kurz: Nicht überall wo

‚Honorierung ökologischer Leistungen’ draufsteht, ist ein effizientes ökonomisches Instrument

drin. Anhand des Vergleiches der ergebnisorientierten und der maßnahmenorientierten

Honorierung werden wesentliche Kriterien eines effizienten Instrumentes diskutiert und Defizite

der maßnahmenorientierten Honorierung aufgezeigt.

Was sind die Voraussetzungen für den effizienten Einsatz der Honorierung ökologischer Leistungen und wodurch wird der Einsatz begrenzt? (Kapitel 5 und 6)

Eine Honorierung ökologischer Leistungen ist lediglich dann möglich, wenn Eigentumsrechte an

den ökologischen Gütern geschaffen sind. Man kann dies auch so formulieren: Mit dem

Instrument der Honorierung ökologischer Leistungen muss es zur Schaffung und Durchsetzung

von Eigentumsrechten kommen, um damit Umweltprobleme zu lösen. Aufbauend auf der

Theorie der property rights wird unter Rückgriff auf die vorhandene Literatur das

Umweltproblem als ein Problem fehlender oder ineffizienter Eigentumsrechte dargestellt. Die

Schaffung und Durchsetzung von Eigentumsrechten erfüllt dabei den Zweck, eine effiziente

Allokation ökologischer Güter zu ermöglichen. Dass die Distribution (Verteilung) der

Eigentumsrechte jedoch nicht allein dem Diktat der Effizienz zu folgen hat, ist

verfassungsrechtlich geregelt. Die aktuell herrschende Rechtsmeinung wird dargestellt und

6 Kapitel 2

diskutiert. Ökonomische und juristische Anforderungen bestimmen somit den Rahmen für die

Schaffung und Durchsetzung der Eigentumsrechte an ökologischen Gütern.

Rationale Entscheidungen zur Lösung von Umweltproblemen bedürfen einer

‚Optimierungsgröße’ und Handlungsalternativen. Umweltpolitische Ziele stellen diese

Optimierungsgrößen für den Fall dar, dass individuelle Nachfrage aufgrund der besonderen

Eigenschaften und Rahmenbedingungen bei ökologischen Gütern nicht bekundet wird. Ohne

diese ‚Optimierungsgröße’ wie bei ‚Minimierungsstrategien’ ist der Einsatz von

Honorierungsinstrumenten ökonomisch gesehen unsinnig.

Problematisch bei der Optimierungsgröße ‚Umweltziel’ ist jedoch, dass die zu lösenden

Umweltprobleme in Theorie und Praxis regelmäßig bereits als ziel-mittel-rational vorstrukturiert

angenommen werden (Gawel 1999). Hierbei kann man vom ‚Rationalitätsdogma’ der

ökonomischen Theorie sprechen (Gawel 1993: 574). Dabei wird bisher oft vernachlässigt, dass

‚rationalisierte’ Umweltziele als Ansatzstellen für Eigentumsrechte und damit für

Marktmechanismen in den wenigsten Fällen entwickelt sind. Tatsächlich wird die Möglichkeit

der Schaffung von Eigentumsrechten und deren Durchsetzung mit Hilfe von effizienten

ökonomischen Umweltinstrumenten entscheidend dadurch begrenzt, dass derartige rationalisierte

Umweltziele, in dieser Arbeit als Indikatoren bezeichnet, nicht entwickelt sind und teilweise

nicht entwickelt werden können.

Kapitel 6 zeigt die Notwendigkeit von rationalisierten Umweltzielen und die Anforderungen an

diese auf. Die Ableitung der Anforderungen erfolgt durch die Übertragung der Erkenntnisse aus

der Indikatorenentwicklung auf den Sachverhalt auf der einen Seite und die Berücksichtigung

wesentlicher politischer und juristischer Rahmenbedingungen der Honorierung ökologischer

Leistungen auf der anderen Seite. Diese Anforderungen leiten über in die Probleme und Grenzen

der Rationalisierung, deren wesentliche Ursache im Charakter ökologischer Güter bzw.

ökologischer Systeme zu finden ist. Die Konsequenzen, die im Wesentlichen dem

Problembereich des Umgangs mit Unsicherheit zuzuordnen sind, werden für die Honorierung

ökologischer Leistungen analysiert.

Wie und in welchem Umfang erfolgt aktuell die Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft und inwieweit entsprechen diese Instrumente den theoretisch diskutierten Anforderungen? (Kapitel 7)

Seit rund 10 Jahren werden in der Praxis in ganz Europa Zahlungen für umweltgerechtes

Wirtschaften der Landwirte im Rahmen von Agrarumweltmaßnahmen getätigt. Eine

Problemstellung 7

Verbesserung der Ausgestaltung dieser Instrumente wird seit längerem gefordert (u.a. Deblitz

1999, Schramek et al. 1999a, COM 2000a). Unter welchen Rahmenbedingungen und in welchem

Umfang aktuell diese Zahlungen erfolgen, gibt Aufschluss über die Bedeutung von

Honorierungsinstrumenten. Analysiert wird, welchen Charakter diese Honorierungsinstrumente

haben, inwieweit die innerhalb dieser Arbeit diskutierten Anforderungen an Effizienz

berücksichtigt und wie die Eigentumsrechte verteilt sind. Auf der Grundlage der internationalen

Rahmenbedingungen und der Ausgestaltung von Zahlungen für ökologische Leistungen der

Landwirtschaft im Rahmen der Europäischen Verordnung VO (EG) 1257/1999 werden die

aktuellen Honorierungsinstrumente analysiert.

Kriterien dabei sind die Effizienzbetrachtungen (vgl. Kap. 4), die Verteilung der

Eigentumsrechte (vgl. Kap. 5) sowie die in Kapitel 6 formulierten Anforderungen an

Indikatoren, wobei hierbei der Zielbezug im Mittelpunkt steht. Die Analyse der aktuell

angewendeten Honorierungsinstrumente erfolgt für die Agrarumweltprogramme in Deutschland

sowie für die Umsetzung des Artikels 16 für Ausgleichszulagen in Natura 2000-Gebieten

aufgrund von ordnungsrechtlichen Auflagen, als ein Sonderfall von Zahlungen.

Wie kann eine ergebnisorientierte Honorierung ökologischer Leistungen unter den gegebenen Rahmenbedingungen umgesetzt werden? (Kapitel 8)

Die OECD beklagt, dass zwar ein beeindruckender Fundus an Kenntnissen sowohl bezüglich der

einschlägigen konzeptionellen Aspekte als auch im Hinblick auf die praktischen Möglichkeiten

zur Verbesserung der Umweltergebnisse in der Landwirtschaft vorhanden ist, dieses Wissen aber

in der Vergangenheit nicht in ausreichendem Maße angewendet und den Landwirten zugänglich

gemacht wurde (OECD 1999b).

Anhand von zwei konkreten Anwendungsgebieten für ergebnisorientierte Honorierung wird die

theoretisch geführte Diskussion an praktischen Beispielen angewendet. Im Zuge von zwei

hochaktuellen Problembereichen sollen Honorierungsinstrumente für ökologische Leistungen der

Landwirtschaft einen entscheidenden Beitrag für die Lösung leisten: (i) Im Rahmen der

Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie und (ii) im Zuge der Umsetzung des Natura 2000-

Netzes. Eine ergebnisorientierte Honorierung ist aufgrund der Rahmenbedingungen in beiden

Fällen möglich, und es kann damit der folgenden Aufforderung gefolgt werden: „In der

gegebenen historischen Situation ist es geboten, kluge Kompromisse zu schließen und

Institutionen zu schaffen, die rasch reale Fortschritte zeigen und den Weg für

nachfrageorientierte Lösungen nicht zu verbauen, sondern ihn durch die Gewinnung von

Erfahrungen für die Beteiligten „schmackhaft“ zu machen (Hampicke 2000a: 45).

8 Kapitel 3

3 Ökonomische Instrumente im System der umweltpolitischen Instrumente

3.1 Ökonomische Instrumente

3.1.1 Steuerung durch rationale Entscheidungen

Grundlegender Gedanke von ökonomischen Instrumenten ist das ökonomische

Verhaltensmodell. Dieses geht von der Annahme individuell rationalen Verhaltens der

Wirtschaftssubjekte aus und unterstellt dabei, dass diese ihre Entscheidungen an ihrem eigenen

Vorteil ausrichten (Weck-Hannemann 1999: 68). Individuen bewerten den Nutzen und die

Kosten alternativer Entscheidungen. Und sie entscheiden sich nach Abwägung der Vor- und

Nachteile für jene Alternative, die ihnen den höchsten Nettonutzen verspricht. „Die Theorie

rationalen Verhaltens beruht darauf, dass die Individuen einen Anreiz haben, sich für die beste

aller möglichen Alternativen zu entscheiden, da sie die Folgen dieser Entscheidung – und damit

auch die Folgen einer ‚falschen’ Entscheidung – in vollem Umfang selbst zu tragen haben“

(ebd.: 76). Das Bild des homo oeconomicus ist entworfen. Aus der ökonomischen Perspektive ist

menschliches Handeln „rationale Auswahl aus Alternativen“ durch Individuen (Kirchgässner

1991: 12). Den Individuen wird dabei eigennutzorientiertes und in der Neoklassik ein vollständig

unkooperatives Handeln unterstellt (Hampicke 1992). Menschliches Handeln ist planvoll und im

Allgemeinen nicht sprunghaft oder chaotisch1.

Der ‚ökonomische’ Rationalitätsansatz kann dem Konzept der instrumentellen Rationalität

zugeordnet werden. Ihm zufolge ist ein Verhalten rational, wenn es im Hinblick auf bestimmte,

als erwünscht ausgezeichnete Weltzustände als geeignetes Mittel gelten kann, diese Zustände

herbeizuführen (Nida-Rümelin 1994: 3, Arni 1994: 31). Es kann auch von Ziel-Mittel-

Rationalität gesprochen werden.

Das instrumentelle ökonomische Rationalitätsverständnis betrachtet Wirtschaften als eine

zweckrationale Disposition bzgl. knapper Ressourcen unter dem Walten des ökonomischen

Prinzips (vgl. Gawel 1999: 241). Rationalität im allgemeinen ökonomischen Verständnis

beschränkt sich auf die Frage nach den vernünftigen Mitteln zur Erreichung von Zielen. Von

1 „Im Sinne der Hume’schen Tradition wird das menschliche Verhalten quasi-mechanisch erklärt: als die Resultate aus inneren Dispositionen und äußeren Anreizen. Eine gegebene Konstellation von Dispositionen und Anreizen bewirkt notwendig ein bestimmtes Handeln, was sich empirisch als die Wahrscheinlichkeit äußert, mit der ein bestimmtes Verhaltensresultat auftritt. Nicht ‚ich denke’, sondern ‚es’ denkt; das eigene Handeln ist weniger gewollt, sondern mehr bewirkt. Dagegen steht die Kant’sche Tradition, wonach der Mensch die Fähigkeit hat, aufgrund der von ihm selbst geschaffenen Erkenntnisse und regulativen Prinzipien in das Geschehen aktiv einzugreifen. Im Sinne dieser Tradition wird der Mensch als das ‚Theorien fabrizierende Tier’ aufgefasst. ... Die ökonomische Theorie menschlichen Verhaltens folgt eher der Kant’schen, die meisten psychologischen Ideen scheinen überwiegend der Hume’schen Tradition zu folgen“ (Meyer 1981), vgl. dazu auch Kapitel 5.4.1.

Ökonomische Instrumente 9

dieser Zweckrationalität kann eine Rationalität unterschieden werden, bei der es um die

vernünftigen Ziele im Sinne sittlicher Vernunft geht (Gorke & Ott 2003).

Die Interpretation des Rationalitätskonzeptes ist weniger stringent als es auf den ersten Blick

scheint2. Es sollen an dieser Stelle lediglich einige, für diese Arbeit wichtige Diskussionspunkte

aufgegriffen werden. Kapitel 5.4.1 verdeutlicht die Bedeutung für das Thema der Honorierung

ökologischer Leistungen.

Es stellt sich die Frage, was die Kriterien der Rationalität sind. Misst sich die Rationalität an dem

tatsächlichen Erreichen des Ziels (rational ist eine Entscheidung über die Mittel dann, wenn

diese tatsächlich zum Ziel führt = objektive Rationalität3) oder an der rationalen Auswahl

vorhandener Alternativen? Das erstere ist unsinnig; „jedenfalls steht es in keinerlei

Zusammenhang mit der Tradition des Vernunftbegriffs. Regellosigkeit ist vernunftwidrig – nicht

das Subjekt, das sich auf sie nicht einstellen kann“ (Lübbe 1999: 18). Bei letzterem taucht das

Problem auf, was als vorhandene Alternativen gezählt wird. Wird homo oeconomicus als ein

vollständig informierter und immer blitzschnell entscheidender wandelnder Computer betrachtet

(Kirchgässner 1991: 27)? In den neoklassischen Modellen ist dies der Fall. Werden derartige

Modelle als Entscheidungshilfen bei der richtigen Wahl von Instrumenten eingesetzt bzw. sind

Grundlage für die Zuweisung von Eigentumsrechten, erwachsen daraus Probleme. Diese

Problematik wird in Kapitel 5.4.1 diskutiert.

Für ökonomische Instrumente ist demnach charakteristisch, dass diese an den Adressaten keine

Verhaltensanforderungen richten. Die Steuerung erfolgt durch eine Änderung der Restriktionen,

unter denen der Adressat entscheidet. Diese Restriktionen werden durch finanzielle

Anreizmechanismen verändert (Michaelis 1996). Finanzielle Anreizinstrumente sollen

insbesondere zur Mobilisierung des Eigeninteresses der Normadressaten führen

2 vgl. zu grundsätzlichen Problemen der Rationalitätskonzepte: z. B. Tietzel (1985); Popper (1995), vgl. zu Rationalitätskonzepten in der Ökonomie: z. B. Kirchgässner (1991); Gawel & Lübbe-Wolf (1999). 3 Zur Beschreibung der „objektiven Rationalität“ soll ein Beispiel von Lübbe (1999: 17 f.) dienen. „Jemand möchte möglichst rasch mit dem Auto von Konstanz nach Zürich gelangen. Er kann entweder die Autobahn benutzen – das dauert etwa vierzig Minuten – oder die Landstraße. Dann dauert es eine Stunde. Objektiv rational verhält sich, wer die Autobahn benutzt – im Unterschied zu dem, der etwa in der irrigen Annahme, es gäbe zwischen Konstanz und Zürich gar keine Autobahn, über die Landstraße fährt. Was aber, wenn der Fahrer auf der Autobahn in einen plötzlichen, unfallbedingten Stau gerät, der ihn eine halbe Stunde kostet? Unter diesen Umständen wäre es besser gewesen, die Landstraße zu benutzen. Aber wir würden kaum sagen ‚Unter diesen Umständen wäre es rational gewesen, die Landstraße zu benutzen’. Das liegt daran, dass zum Zeitpunkt der Wahl der fraglichen Handlung auch der denkbar rationalste Autofahrer von jenen Umständen nichts wissen konnte. Dennoch wäre, falls die Umstände eintreten, die Fahrt über die Landstraße die objektiv rationale Handlung. ... Denn die bindet das Rationalitätsurteil an die Angepasstheit der Handlung an die tatsächlichen Umstände. Mit anderen Worten: sie prämiert den Erfolg, nicht den vernünftigen Plan.“

10 Kapitel 3

(= „Ökonomisierung“ vgl. Gawel 1999: 243). Kennzeichnend sind demnach Alternativen und die

Entscheidung unter dem Aspekt der Kosten. Ohne Alternativen gibt es kein ökonomisches

Handeln.

Das Recht hingegen will das Verhalten direkt beeinflussen, nicht die Entscheidung (Engel 2000).

Im Ordnungsrecht erfolgt ein „einseitiger Verhaltensbefehl der klassischen Eingriffsverwaltung“

(Kloepfer 1989: 98). Ökonomisch kann der ordnungsrechtliche Hebel als spezielle Form einer

staatlichen Allokationspolitik beschrieben werden, die eine „systematische Verkürzung des

individuellen Handlungs- und Möglichkeitsraumes“ anstrebt, „dessen Beschneidung nicht über

preislich vermittelte Ressourcennutzungsbeschränkungen, sondern mit Hilfe unmittelbar in der

Dimension der Handlungsvariable überbrachter Verhaltensbefehle gesteuert wird“ (Gawel 1994:

96). Die Motive für die Verhaltensänderung können dabei sowohl extrinsisch als auch intrinsisch

sein. Bei ersteren erfolgt die Verhaltensänderung durch Sanktionsandrohung, bei letzteren

freiwillig.

Kennzeichnend für ökonomische Instrumente ist daher indirekte, für das Ordnungsrecht direkte

Verhaltenssteuerung. Neben den ordnungsrechtlichen und den ökonomischen Instrumenten gibt

es noch die so genannten suasorischen Instrumente, die die Informationen und

Wertvorstellungen des Entscheidungsträgers beeinflussen. In diesem Sinne erfolgt ebenfalls eine

direkte Verhaltensänderung wie beim Ordnungsrecht, hierbei aber ausschließlich intrinsisch

motiviert. Abbildung 1 verdeutlicht die Steuerungswirkung der drei beschriebenen Instrumente

noch einmal. Selbstverständlich ist die Zuordnung eines konkreten Instrumentes unter einen der

drei Typen nur bedingt möglich. So wird eine Wirkung des Rechtes mit dem Einfluss auf

geänderte Wertvorstellungen (‚suasorisch’) begründet (Engel 2001). Auch der Übergang

zwischen ordnungsrechtlichen und ökonomischen Instrumenten ist fließend. Bezieht z. B. die

von einer Emissionsnorm betroffene Firma die Alternative der Normverletzung inklusive einer

möglichen Sanktion in das Auswahlkalkül ein, so ist der Anreiz der Sanktion eher

entscheidungsrelevant, als dass der ordnungsrechtliche Grenzwert das Verhalten steuert

(Michaelis 1996, vgl. Gawel 1993).


Abbildung 1: Verhaltenssteuerung umweltökonomischer Instrumente

Die Honorierung ökologischer Leistungen baut als ökonomisches Instrument auf dem

Rationalitätskonzept auf. Mit den positiven Anreizen sollen die Entscheidungen bzgl. der

Alternativen beeinflusst werden. Es gibt auch bei den ökonomischen Instrumenten eine Vielzahl

von möglichen Systematisierungen (u.a. Baumol & Oates 1988, Pearce & Turner 1990, Cansier

1993, Michaelis 1996, vgl. auch für agrarumweltpolitische Instrumente Ewers & Hassel 2000).

Eine systematische Gegenüberstellung der verschiedenen ökonomischen Instrumente (von

Abgaben bis Zertifikaten) kann jedoch unterbleiben, steht im Mittelpunkt dieser Arbeit doch

keine rationale Wahl oder Bewertung ökonomischer Instrumente, sondern die

‚Binnenrationalisierung’ eines bestimmten ökonomischen Instrumentes – also dessen effizienter

Einsatz und effiziente Ausgestaltung.

Von Interesse für die Charakterisierung der Honorierung ökologischer Leistungen ist jedoch eine

Typisierung im Hinblick auf den jeweiligen „allokationstheoretischen Anspruch“, der hinter den

Instrumenten liegt (vgl. Hampicke 1996: 40).

3.1.2 Pigou-Instrumente

Mit Pigou-Instrumenten (Ansatz nach Pigou 1978) wird die vollständige Internalisierung von so

genannten externen Effekten angestrebt, indem die Höhe des gestifteten Schadens/Nutzens

möglichst genau erhoben und diese Summe seinem Verursacher in Rechnung gestellt wird

Ordnungsrechtliche

Instrumente

Ökonomische

Instrumente

Suasorische

Instrumente

Steuerung

intrinsischen und

extrinsischen

Verhaltens

Steuerung

intrinsischen

Verhaltens

Steuerung von

Entscheidungen

direkt indirekt

12 Kapitel 3

(Hampicke 1996). Das Ziel von Pigou-Instrumenten ist es, private und soziale Kosten/Nutzen in

Einklang zu bringen. Wirtschaftssubjekte sollen ihre Entscheidungen unter Berücksichtigung der

gesamten Kosten und Nutzen ihrer Handlung treffen, also positive und negative externe Effekte

in das private ökonomische Kalkül mit einbeziehen. Das Tragen der Verantwortung für die

gesamten Folgen des eigenen Tuns ist auf privaten Märkten (ohne Externalitäten) stets gegeben

(Hansjürgens 2001, vgl. Rationalitätsannahmen Kap. 3.1.1).

Hervorzuheben ist, dass die Bewertung der externen Effekte in monetären Maßen ausschließlich

den am Wirtschaftsprozess beteiligten Parteien obliegt. Es handelt sich also um ein streng

individualistisches Konzept (Hampicke 1996).

Im Idealfall (einer Welt ohne Transaktionskosten) können die externen Effekte durch

individuelle Verhandlungen internalisiert werden (Coase 1960). Ein beliebtes Beispiel für private

Verhandlungslösungen im Bereich der Landwirtschaft stellt der Bauer mit Mutterkuhhaltung

neben einer Gaststätte dar. Die Gastwirtin hat aus Sicht ihrer Rentabilität ein Interesse an der sie

umgebenden ‘Landschaftsidylle’ in Form einer grünen Wiese mit grasenden Kühen und Kälbern.

Wenn die Rentabilität der Mutterkuhhaltung nicht mehr gewährleistet ist, hätte die Gastwirtin ein

Interesse daran, den Landwirt für die ‘Landschaftsidylle’ zu bezahlen. Durch individuelle

Verhandlungen könnte ein Preis für die ‘Landschaftsidylle’ vereinbart werden. Natürlich wird

der Landwirt nur dann darauf eingehen, die ‘Landschaftsidylle’ zu produzieren, wenn der Preis,

den er dafür erhält, ein rentables Wirtschaften zulässt. Ist die ‘Landschaftsidylle’ der Gastwirtin

nicht so viel wert (ist das Gut ‘Landschaftsidylle’ also nicht knapp genug) wird der Landwirt die

Mutterkuhhaltung aufgeben.

An diesem Beispiel wird deutlich, dass so genannte ‚externe Effekte’ erst dann eine Rolle

spielen, wenn die dadurch erzielten Nebenwirkungen (im obigen Fall die Landschaftsidylle)

knapp sind. Von daher fragen sich Scheele & Isermeyer zu Recht: „wann überhaupt

definitionsgemäß positive ‚externe Effekte’ vorliegen. Solange Nebenwirkungen produktiver

Tätigkeiten in ausreichender Menge vorhanden oder einfach noch nicht Gegenstand

ökonomischer Kalküle sind, haben sie einen Preis von 0,00 DM, womit der Betrag des ‚externen

Effektes’ ebenfalls mit 0,00 DM anzusetzen wäre. Haben Kuppelprodukte hingegen einen Preis,

sind sie also Gegenstand ökonomischer Kalküle, sind die Kriterien gängiger Definitionen

‚externer Effekte’ nicht mehr erfüllt – es geht vielmehr um die zielgerichtete Nachfrage nach

knappen Gütern, die im Rahmen zielgerichteter Wirtschaftsaktivitäten bereitgestellt werden“

(Scheele & Isermeyer 1989: 105). Externe Effekte können weitaus besser mit Hilfe der Theorie

der öffentlichen Güter und der Theorie der property rights erklärt werden. Betrachtet man die


‘Landschaftsidylle’ von Anfang an als öffentliches Gut, so ist klar, dass dieses erst dann einen

positiven Preis hat, wenn es knapp ist. Solange das Gut ‘Landschaftsidylle’ nicht knapp ist,

liegen positive Wohlfahrtseffekte vor, für die kein Anspruch auf Zahlung besteht. Das Problem

der externen Effekte ist das der knappen Güter, die aufgrund fehlender Institutionen nicht

nachgefragt werden und für die keine Eigentumsrechte vorhanden sind (vgl. i.d.S.

Schanzenbächer 1995), also nichts anderes als das der knappen öffentlichen Güter. Dies trifft

ebenfalls auf die so genannten negativen externen Effekte als ‚schädigende Nebenwirkung’ zu.

„Konkurrierende Verwendungen öffentlicher Umweltgüter sind die Ursachen für externe

Effekte; externe Effekte sind eine Folge der nicht gelösten Konkurrenz von Verwendungen“

(Siebert 1976: 7).

„Welcher Aspekt der Umweltgüterbereitstellung auch immer betrachtet wird – überall zeigt sich,

dass die Problemlösung im Bereich des Angebotes öffentlicher Güter, deren Erforderlichkeit im

politischen Raum artikuliert wird, liegt“ (Scheele & Isermeyer 1989: 106). Pigou-Instrumente

können demnach auch so definiert werden, dass mit ihrer Hilfe im Idealfall alle knappen

öffentlichen Güter so in das wirtschaftliche Kalkül einbezogen werden, dass der Gesamtnutzen

aller maximiert wird. Damit nimmt die Frage nach der Ermittlung der Knappheit öffentlicher

Güter eine zentrale Stellung ein, da sich Marktpreise als Ausdruck der Knappheit lediglich in

seltenen Fällen einstellen.

Wenn sich, wie bei öffentlichen Gütern, keine Preise auf dem Markt bilden, kann dem z. B.

durch Analysen zur Zahlungsbereitschaft begegnet werden. In den letzten Jahren kam es in

dieser Hinsicht trotz immer noch relativ großen methodischen Problemen zu Fortschritten, so

dass der Internalisierungsansatz wieder an Bedeutung gewonnen hat (Hampicke 1996). Generell

ist die Problematik der Monetarisierung von ökologischen Gütern, also deren individuelle

ökonomische Bewertung, jedoch die hauptsächliche Schranke für den Einsatz klassischer Pigou-

Instrumente.

Mit dem Internalisierungsansatz, also der Einbeziehung aller knappen öffentlichen Güter in das

ökonomische Kalkül (und keinen sonstigen verzerrenden Umständen), kann die Ökonomie einen

optimalen Zustand beschreiben. Die Frage nach gesellschaftlichen Zielen kann dieser Ansatz mit

einem aus ökonomischer Sicht optimalen, allokativen Zustand, dem des Pareto-Optimums,

beantworten (Hampicke 1996). Im Pareto-Optimum muss die Nutzenverteilung (Distribution)

noch bestimmt werden. „Insofern liefert die Pareto-Theorie ein Effizienzkriterium (Pareto-

Kriterium) bei noch offener Verteilung. Pareto-effiziente Konkurrenzgleichgewichte sind bei

alternativen Verteilungen möglich. Eine soziale Bewertung ist nötig und möglich. Der Staat ist

14 Kapitel 3

gefordert, dem Aspekt der sozialen Gerechtigkeit Rechnung zu tragen. Zudem kann eine faire

(gerechte) Verteilung vom Markt allenfalls dann erwartet werden, wenn gleiche Startchancen,

faire Spielregeln (Wettbewerb) und wirtschaftliche Stabilität gewährleistet sind (Bartmann

1996). „Das Pareto-System besitzt einen Freiheitsgrad, der prinzipiell durch eine exogene

(gesellschaftliche) Verteilungsentscheidung geschlossen werden muss“ (ebd. 1996: 25) (vgl.

Kap. 5.6.2.1).

3.1.3 Baumol-Instrumente

Die hohen Anforderungen an die Monetarisierung öffentlicher Güter im Rahmen einer

vollständigen Internalisierung führte zu einer scheinbar eleganten „dem Münchhausen-Prinzip

allerdings nicht ganz unverdächtigen“ Art und Weise, sich aus der Affäre zu ziehen, indem die

Zielfrage schlicht zu einer „außerökonomischen Entscheidung“ erklärt wurde (Ewers & Hassel

2000: 33). Baumol und Oates (1971, 1988) entwickelten ein neues Instrument, den „Standard-

Preis-Ansatz“, der keine Monetarisierung der externen Effekte bzw. öffentlicher Güter erfordert

(Hampicke 1996). Der Standard-Preis-Ansatz geht von einem politisch vorgegebenen

Umweltziel aus und beschränkt sich auf die Frage, wie man dieses Ziel kostenminimierend

erreichen kann. „Anstatt sich um einen interdisziplinären Diskurs über Schutzgüter, Umweltziele

und Trade-Off-Relationen bei der Zielbestimmung zu bemühen, wird quasi uneingeschränkt dem

Primat anderer Disziplinen das Wort geredet“ (Ewers & Hassel 2000: 33 f.). Es wird in diesem

Sinne „ein besonderer Neutralitätsanspruch“ verfolgt: „Man empfehle keine Ziele, sondern

erhöhe Vernünftigkeit bei ihrer Verfolgung; man sage nicht, was wertvoll sei, sondern wie man

das, was tatsächlich für wertvoll gehalten (‚präferiert’) wird, am besten erreiche“ (Lübbe 1999:

15)4.

Ein Baumol-Instrument kann z. B. wie folgt aussehen: Verursacht die Landwirtschaft zu viele

Schäden durch hohen Stickstoffgebrauch, kann eine Abgabe pro Kilogramm Stickstoff

(Stickstoffsteuer) erhoben werden. Diese Abgabe steht in keinem Zusammenhang zu dem

monetären Wert des damit geschädigten öffentlichen Gutes (z. B. Schädigung der Gewässer

4 “Zumindest heutige Anhänger einer dogmatisch erstarrten Art von ‘wertneutraler Wissenschaft’ könnten sich mit Rawls’/Ross’/Frankenas Deontologie mit Gewinn befassen. Die Letztgenannten messen der wertneutralen Zweckmäßigkeit ebenso wie Kant nur einen niederen Rang zu. Letzterer zu dem, wie er ihn nannte, ‚Imperativ der Geschicklichkeit’: ‚Ob der Zweck vernünftig oder gut sei, davon ist hier gar nicht die Frage, sondern nur was man tun müsse, um ihn zu erreichen. Die Vorschriften für den Arzt, um einen Mann auf gründliche Art gesund zu machen, und für einen Giftmischer, um ihn sicher zu töten, sind insofern von gleichem Wert, als eine jede dazu dient, ihre Absicht vollkommen zu bewirken’ (Kant 1961: 59)“ (Hampicke 1992: 49).


durch Eutrophierung), sondern erfüllt eine Anreiz- und Lenkungsfunktion. Verhalten sich alle

Emittenten in rationaler Weise und unterliegen sie alle demselben Abgabensatz, so sind die

gesamten Emissionsvermeidungskosten in der Wirtschaft in Bezug auf den gesetzten Standard

minimiert. Die Baumol-Lösung wäre effizient. „Die Wirksamkeit einer solchen Abgabe ist eine

Funktion der jeweiligen Preiselastizitäten der Nachfrage nach Inanspruchnahme des Immissions-

Belastungsspielraumes, so dass die Umsetzung der Maßnahmen eingehende Kenntnisse über die

Reaktionsweisen der Angesprochenen voraussetzen sollte“ (Hampicke 1996: 42, vgl. auch Ewers

& Hassel 2000). Im Hinblick auf die Berücksichtigung ökologischer Zusammenhänge ist

hervorzuheben, dass in einem Gebiet mit gleichem Regelungsraum (z. B. Abgabesatz)

substituierbare Bedingungen vorliegen müssen. Ist das umweltpolitische Ziel eine Verminderung

der Emission von Stickstoff um 50 % im Abgabengebiet, so darf es für die Effektivität

(ökologische Wirkung) keinen Unterschied machen, wo die Emission verringert wird. Die

möglichen Allokationen müssen einander ‚ökologisch äquivalent’ sein und dies in räumlicher,

zeitlicher und sachlicher Dimension (vgl. u.a. Michaelis 1996, SRU 1994, Huckestein 1993).

Da es aber bei der Betrachtung von ökologischen Zusammenhängen aufgrund der Heterogenität

gerade in vielen Fällen auf das ‚wo’, das ‚wann’ und das ‚wie’ ankommt, ist die

Einsatzmöglichkeit von Baumol-Instrumenten jeweils kritisch zu prüfen. Sie sind effizient, wenn

die Orte der geringsten Vermeidungskosten mit denen der höchsten ökologischen Effektivität

übereinstimmen. Dieser Aspekt wird ausführlich im Kapitel zur räumlichen Äquivalenz erläutert

(Kap. 6.3.4.1).

Neben dem oben beschriebenen Problem der ‚ökologischen Äquivalenz’ ist die qualitativen und

quantitativen Festlegung der Standards essentielle Voraussetzung für den effizienten Einsatz.

Der Standard wird im politischen Raum festgelegt und hat im Gegensatz zum Pigou-Ansatz eine

starke ‚kollektivistische’ Komponente (vgl. Hampicke 1996). Die Probleme, die mit dieser

Standardfestlegung verknüpft sind, werden an späterer Stelle im Kapitel 6.3.5 vertieft behandelt.

Der Ansatz nach Baumol & Oates (1971) wird bisher im politischen Raum überwiegend im

Zusammenhang mit Abgaben diskutiert. Die Honorierung ökologischer Leistungen in politisch

bestimmter Höhe ist jedoch eine folgerichtige Verallgemeinerung des von den Autoren

vorgeschlagenen Standard-Preis-Ansatzes (vgl. SRU 1996).

16 Kapitel 3

3.2 Anwendung des Verursacherprinzips bei ökonomischen Instrumenten

Beim Einsatz aller umweltpolitischen Instrumente werden zumindest implizit Eigentumsrechte

(property rights) verteilt (ausführlich Kap. 5). Eine umweltökonomische Diskussion kommt

daher heutzutage nicht mehr ohne die Theorie der property rights aus. Eine zentrale Aussage der

Theorie der property rights ist, dass sich alle Ökonomie letztlich nicht auf knappe Güter bezieht,

sondern auf die Eigentumsrechte an diesen knappen Gütern (Lerch 1996: 64). Für den

ökonomischen Wert eines knappen Gutes ist nicht die physische Beschaffenheit, sondern die

damit verbundene Nutzungsmöglichkeit entscheidend (vgl. Demsetz 1967: 347). Bei der

Anwendung des Verursacherprinzips im Rahmen der umweltökonomischen Instrumente wird die

Bedeutung der Eigentumsrechte überdeutlich.

Das Verursacherprinzip kann als Heuristik für eine am Ziel der Wohlfahrtsmaximierung

orientierte Lenkung individueller Handlungen charakterisiert werden (Suchanek 2000: 67).

Das Verursacherprinzip ist zweifellos jenes Prinzip, das am stärksten Eingang gefunden hat in

die faktische Umweltpolitik (Suchanek 2000: 68). Es spielte bereits im ersten Umweltprogramm

der Bundesregierung eine entscheidende Rolle (Bundesregierung 1971: 6) 5. International wurde

das Verursacherprinzip 1972 vom Rat der OECD als Teil eines Paktes von Leitsätzen

angenommen, die sich auf die wirtschaftlichen Aspekte der Umweltpolitik in internationaler

Sicht bezogen. 1974 wurde es vom Rat der OECD ausdrücklich bekräftigt als „Fundamentaler

Grundsatz der Kostenzurechnung für die Verhütung und Bekämpfung von

Umweltverschmutzung“, bevor es dann in der Einheitlichen Europäischen Akte (1987), im

Vertrag von Maastricht (1992) und in der Erklärung von Rio (1992) auf breiter Basis verankert

wurde. In den OECD-Leitsätzen von 1972 wird festgelegt, dass der Grundsatz, der bei der

Zurechnung der Kosten für die Umweltschutzmaßnahmen angewendet wird und eine rationelle

Verwendung der knappen Naturgüter fördert und Verzerrungen in den internationalen

Handelsbeziehungen und Investitionen verhindern sollte, das so genannte Verursacherprinzip ist.

Nach diesem Prinzip sollte der Verursacher die Kosten der Durchführung der vorerwähnten

Maßnahmen, die vom Staat im Interesse einer annehmbaren Umwelt erschlossen werden, selbst

tragen. Mit anderen Worten, die Kosten dieser Maßnahmen sollten sich in den Preisen der Güter

und Dienstleistungen niederschlagen, die durch ihre Produktion und/oder ihren Verbrauch

Umweltschäden hervorrufen. Diese Maßnahmen sollten nicht mit Subventionen verbunden sein,

5 zur aktuellen Bedeutung als Leitprinzip der Umweltpolitik vgl. Artikel 34 Einigungsvertrag (EV) (i. V. m. Art. 45 Abs. 2 EV) und Art. 130r Abs. 2 EG-Vertrag.


die zu erheblichen Verzerrungen in den internationalen Handelsbeziehungen und Investitionen

führen würden. Das Verursacherprinzip an sich folgt dem Grundsatz der Nichtsubventionierung

und befürwortet eine Subventionierung nur in Ausnahmefällen (vor allen Dingen in

Übergangsphasen zu strengeren Umweltauflagen) (OECD 1999c).

Die Anwendung dieses Prinzips wird im umweltpolitischen Raum bis heute oftmals viel zu

‚einfach’ interpretiert, denn die Frage, wer als Verursacher angesehen werden soll, ist nicht

trivial. Coase (1960) wies auf die Symmetrie jedes Umweltnutzungskonfliktes hin, welche

verbietet, unzweideutig einen ‚Verursacher’ und einen ‚Geschädigten’ zu identifizieren. Das

Problem ist vielmehr „reziproker Natur“. So fügt ein Landwirt der Gesellschaft einen Schaden

zu, indem er aufgrund der Stickstoffdüngung zu einer Eutrophierung der Gewässer beiträgt,

andererseits verursacht der Staat auch dem Landwirt einen Schaden, wenn er die Unterlassung

der Emission durchsetzt (vgl. Coase 1960: 69). Die Konsequenz daraus ist, „dass man um eine

Entscheidung, was man als Ursache sehen und wen man für verantwortlich halten will, nicht

herumkommt“ (Luhmann 1986/1990: 29).

Ob der Landwirt durch Abgaben als Verursacher für die Schäden aufkommen oder aber der Staat

den Landwirt für die Unterlassung entschädigen muss, hängt davon ab, wer die Eigentumsrechte

am ökologischen Gut hat. Die Frage, nach welchen Kriterien diese Rechte verteilt werden sollen

(Distribution), ist daher sehr grundsätzlicher Art und durchaus umstritten (vgl. Kap. 5.6).

Die Anwendung des Verursacherprinzips bei Pigou-Instrumenten im Sinne der Internalisierung

aller Kosten ist unstrittig, da das Verursacherprinzip weitgehend auf der Argumentationslinie

von Pigou basiert (vgl. Hansmeyer & Schneider 1992).

Wenn das Verursacherprinzip auf Baumol-Instrumente angewendet wird, verschwimmt die

Grenze zwischen Pigou- und Baumol-Instrumenten. Baumol-Instrumente zielen nicht mehr nur

auf den Anreiz und das Lenken eines bestimmten Verhaltens ab. Vielmehr werden die

gesellschaftlichen Ziele wie knappe öffentliche Güter behandelt, mit dem Unterschied, dass diese

nicht einer individuellen sondern einer kollektivistischen Nachfrage entsprechen. Das Problem,

das bei dieser Interpretation auftritt, besteht neben der Zielentwicklung (Bildung der

kollektivistischen Nachfrage nach knappen ökologischen Gütern) vor allen Dingen in der

ökonomischen Bewertung. Für Baumol-Instrumente als ‚bloße’ Anreiz- oder

Lenkungsinstrumente richtet sich die Höhe des Anreizes (ob positiv oder negativ) nach den

Grenzkosten der Vermeidung oder der Produktion. Produzentenrenten bei positiven Anreizen

werden als Mitnahmeeffekte bezeichnet und abgelehnt. Die aktuellen positiven Anreize für

18 Kapitel 3

ökologische Leistungen der Landwirtschaft im Rahmen der Agrarumweltprogramme nach der

VO (EG) 1257/1999 müssen sich z. B. an den Grenzkosten orientieren.

„Die Beihilfen für die Agrarumweltverpflichtungen werden jährlich gewährt und anhand

folgender Kriterien berechnet:

• Einkommensverlust,

• zusätzliche Kosten infolge der eingegangenen Verpflichtung und

• die Notwendigkeit, einen Anreiz zu bieten“ (Artikel 24 Absatz 1 Satz 1

VO (EG) 1257/1999).

Die Durchführungsvorschriften zur Verordnung (EG) 1257/1999 führen zur Anreizkomponente

aus: „Der Anreiz darf 20 % der aufgrund der Verpflichtung anfallenden Einkommensverluste

und zusätzlicher Kosten nicht überschreiten, außer wenn bei einzelnen Verpflichtungen ein

höherer Satz für unerlässlich gehalten wird, um die Wirksamkeit der betreffenden Maßnahmen

sicherzustellen“ (Artikel 18 Satz 2 VO (EG) 1750/1999).

Die Orientierung an den Grenzkosten erweist sich vor dem Hintergrund des effizienten Einsatzes

öffentlicher Mittel als durchaus schlüssig.

Wenn jedoch gesellschaftliche Umweltziele als kollektivistische Nachfrage angesehen werden,

wäre gegen Produzentenrente nichts einzuwenden. Einer „Ökonomisierung“ im Sinne der

„Mobilisierung des Eigeninteresses“ (Gawel 1999) würde eher Vorschub geleistet werden, die

dynamische Effizienz kann erhöht werden. Umweltzielen jedoch diesen Stellenwert

einzuräumen, bedeutet für viele Ökonomen „deren heilige Kuh“, die Konsumentensouveränität,

zu schlachten. „Die Heilige Kuh der Konsumentensouveränität wird mit einem byzantinischen

Rigorosum verteidigt, der bisweilen an den Panzer erinnert, mit dem sich Schizophrene gegen

die vernünftigen Argumente ihrer Umgebung immunisieren“ (Hampicke 1998: 103).

Bei aller Notwendigkeit zu kollektivistischen Entscheidungen im Zusammenhang mit

ökologischen Gütern muss die berechtigte Kritik am Übergang zur Planwirtschaft bei der

Erarbeitung derartiger Ansätze berücksichtigt werden6. „Das Hauptproblem besteht in der

6 Eine kleine Anfrage der FDP an die Bundesregierung nach Presseveröffentlichungen zur Festlegung von Zielen und Indikatoren einer Nachhaltigen Entwicklung illustriert das Spannungsverhältnis dem wirtschaftlich zu berücksichtigende Umweltziele stets ausgesetzt sind: „Nach ‚Planzahlen’ für die Wirtschaftspolitik erkundigt sich die FDP-Fraktion in einer Kleinen Anfrage (14/7186). Sie bezieht sich auf einen Pressebericht, wonach eine Staatssekretärsrunde unter Federführung des Bundeskanzleramtes 27 Schlüsselindikatoren und Ziele für eine


Eröffnung eines breiten Spielraums für willkürliche staatliche Bewertungen, so dass ein hohes

Maß an politischer Konsensfähigkeit und -willigkeit sowie Bewertungskompetenz der

verantwortlichen Instanzen vorausgesetzt werden muss“ (SRU 1996: 91). Dass an einen

derartigen politischen Prozess (und an den Willen von Politikern diesen Prozess durchzuführen)

nicht zu hohe Erwartungen gestellt werden können, verdeutlichen Erkenntnisse der Politischen

Ökonomie7.

Die Aufteilung der Konsumenten- und Produzentenrente stellt in diesem Zusammenhang ein

sehr ernstes Problem dar, da der Staat als einziger Nachfrager die Preise quasi festlegt8. Bereits

bei der Aufteilung der durch Zahlungsbereitschaftsanalysen ermittelten monetären Werte in

Produzenten- und Konsumentenrente weist Hampicke auf das Problem hin, dass „die

Allgemeinheit, wenn sie eine Zahlungsbereitschaft für ein selbstloses Ziel, wie den Erhalt der

Biodiversität, äußert, schon gegenüber dem Verdacht, die Anbieter könnten sich daran

ungerechtfertigt bereichern, empfindlich reagieren“ würde (Hampicke 1996: 121). Dieses

Problem verstärkt sich bei staatlich festgelegten Preisen, bei denen nicht auf derartige

Erhebungen zurückgegriffen werden kann, eher noch.

Werden gesellschaftliche Umweltziele als knappe öffentliche Güter behandelt, ist der einzige

Unterschied zwischen Pigou- und Baumol-Instrumenten der der „Identifizierung“ und

ökonomischen Bewertung von knappen öffentlichen Gütern. Pigou-Instrumente orientieren sich

streng an dem methodologischen Individualismus, während Baumol-Instrumente den faktischen

Schwierigkeiten Rechnung tragen, dass sich die Allokation ökologischer Güter, gerade vor dem

Hintergrund der Nachhaltigen Entwicklung, oftmals unzureichend über individualistische

Marktpreise regeln lässt und daher gesellschaftliche Umweltziele als kollektivistische Nachfrage

anerkennt. Wenn gesellschaftliche Umweltziele von Seiten der Ökonomie als knappe

ökologische Güter anerkannt werden, dann hat auch die Ökonomie mit dem Pareto-Optimum

Nachhaltige Entwicklung formuliert habe. Die Abgeordneten wollen wissen, welcher konkrete Arbeitsauftrag dieser Staatssekretärsrunde zu Grunde lag, welche Schlüsselindikatoren mit welchen quantitativen Vorgaben im Einzelnen formuliert wurden und wie die Regierung diese Planindikatoren erreichen will. Auch die Haltung des Bundesfinanzministeriums und des Bundeswirtschaftsministeriums dazu interessiert die Fraktion“ . 7 Die Neue Politische Ökonomie versucht auf der Basis des methodologischen Individualismus und des darauf aufbauenden Rationalitätskonzeptes politischer Prozesse zu analysieren (vgl. u.a. Endres & Finus 1997, Franke 1996, Kirsch 1997, Zimmermann 2000). 8 Selbstverständlich kann sich der Staat dabei indirekter und direkter Instrumente zur Erfassung von Präferenzen für öffentliche Güter bedienen wie Reisekostenansatz, Vermeidungskostenansatz, Hedonistischer Preisansatz, Contingent Valuation und Marktsimulationen, vgl. z. B. im Überblick Pommerehne & Roemer (1992); vgl. weiter Angaben in Kap. 4.1.

20 Kapitel 3

wieder eine Antwort auf den idealen gesamtgesellschaftlichen Zielzustand. Der

allokationstheoretische Anspruch der beiden Instrumente könnte sich annähern.

Die Anwendung des Verursacherprinzips in der gesamten beschriebenen Breite spielt in der

aktuellen Agrarpolitik eine entscheidende Rolle und ist gerade für die Honorierung ökologischer

Leistungen der Landwirtschaft der entscheidende ‚Knackpunkt’. Die gesamten

Agrarsubventionen stehen im Zuge der Marktliberalisierung auf dem Prüfstand. Die

Argumentation der EU im Streit um die Beibehaltung bestimmter Förderungen der

Landwirtschaft baut darauf auf, dass die Landwirtschaft nicht subventioniert wird, sondern dass

sie für Leistungen bezahlt wird. Eine ökonomische Leistung ist jedoch an knappe Güter

gebunden, wie Kapitel 4.1 näher erläutert. Der politische Druck durch die WTO-Verhandlungen

spült die ungelösten Probleme zur Frage, was knappe ökologische Güter sind (Frage nach

Umweltzielen!), wieder auf die Agenda der agrarpolitischen und ökonomischen Diskussion. Die

intensiven Bemühungen zur Entwicklung von Umweltindikatoren spiegeln die Aktualität auf

allen gesellschaftlichen Ebenen wider (global bis regional).

Als entscheidender Punkt für die weiteren Betrachtungen kann zusammengefasst werden, dass

nicht bei der Frage stehen geblieben werden kann, was knappe öffentliche Güter sind, sondern

dass die Verfügungsrechte an diesen Gütern geklärt sein müssen, um das Instrument der

Honorierung ökologischer Leistungen anwenden zu können. Unabhängig von der methodischen

Nähe der jeweils konkreten Honorierung ökologischer Leistungen zu Pigou- oder Baumol-

Instrumenten muss sich die Honorierung am Verursacherprinzip orientieren, um sich im Rahmen

des internationalen Liberalisierungsdruckes vom Vorwurf der Subventionierung frei zu sprechen.

Honorierung ökologischer Leistungen als ökonomisches Instrument 21

4 Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft

4.1 Charakterisierung des Instrumentes

Wenn die ‚Honorierung ökologischer Leistungen’ als umweltökonomisches Instrument gefasst

werden soll, so impliziert dies, dass der Begriff ‚ökologische Leistungen’ am Ende aus

ökonomischer und juristischer Sicht operationalisiert sein muss. Die Honorierung stellt ein

Mittel zur Beeinflussung ökonomischer Entscheidungen dar und das Recht (Ordnungsrecht) engt

diesen Entscheidungsspielraum ein und setzt Rahmenbedingungen (ökonomische Regeln) für die

Honorierungen.

Im ökonomischen Verständnis ist eine Leistung eine Aktivität, welche Knappheit lindert, wann

und wo immer diese auftaucht. Eine Leistung ist honorierungswürdig, wenn ökonomische

Verfügungsrechte über das knappe Gut zugunsten des Leistungserbringers definiert sind,

andernfalls muss er sie unentgolten liefern (Hampicke 1996: 72 ff)9.

Um eine Aktivität als ökonomische Leistung zu identifizieren, ist demnach zu klären:

1. Welches knappe Gut (einschließlich Dienstleistung) wird von der Aktivität beeinflusst?

2. Hilft die Aktivität die Knappheit zu verringern?

3. Besitzt der Leistungserbringer die ökonomischen Verfügungsrechte an dem knappen Gut

(Frage der Honorierungswürdigkeit)?

Diese drei Fragen als Ausgangspunkt nutzend, soll sich der ‚honorierungswürdigen ökologischen

Leistung’ schrittweise genähert werden.

‚Ökologische Leistung’ wird als Präzisierung des ökonomischen Leistungsbegriffs aufgefasst,

indem das Gut, dessen Knappheit durch die Art der Leistung gelindert werden soll, zur

Konkretisierung herangezogen wird.

Dem Wortsinn nach handelt es sich um eine Verringerung der Knappheit eines ökologischen

Gutes oder auch Umweltgutes10. Anthropozentrische, utilitaristische und instrumentelle

Bewertungen von Umweltstrukturen führen zum ‚Extrahieren’ der Umweltgüter. Genau dieser

9 Zu den vorhandenen Definitionen von ökologischen Leistungen der Landwirtschaft soll an dieser Stelle auf einige Literatur verwiesen werden: u.a. Pevetz 1990, Ahrens 1992, Heißenhuber et al. 1994, DAF 1995, Bromley 1997a, Deutscher Rat für Landespflege 2000. 10 Es stellt damit einen Typus der so genannten NCO (non commodity-outputs) im Ansatz einer multifunktionalen Landwirtschaft dar. Behind multifunctionality is the idea that agriculture, in addition to producing food and fibre, produces a range of other non-commodity outputs such as environmental and rural amenities, and food security and contributes to rural viability (OECD 2001a, vgl. auch Wiggering et al. 2003).

22 Kapitel 4

anthropozentrische, utilitaristische und instrumentelle Blick definiert ‚die’ ökologischen Güter

(vgl. auch Kap. 6.1). Dabei ist es nicht entscheidend, ob es sich um naturbestimmte oder

kulturbestimmte Umweltstrukturen handelt. Vielmehr machen die anthropozentrischen,

utilitaristischen und instrumentellen Bewertungen deutlich, dass kulturhistorisch veränderte

Umweltstrukturen nachgefragt werden.

Der Einsatz zwei verschiedener Fähigkeiten führt zur Produktion ökologischer Güter:

ökosystemare Fähigkeiten als Voraussetzung für die Produktion naturbestimmter

Umweltstrukturen und der Einsatz individueller menschlicher Fähigkeiten für die Produktion

kulturbestimmter Umweltstrukturen. Für kulturbestimmte Güter gilt dabei selbstverständlich,

dass ökosystemare Fähigkeiten in jedem Fall Grundvoraussetzung sind. Bereits Kant11 wies in

seiner Eigentumsauffassung darauf hin, dass der Mensch allenfalls in seinen Träumen produktiv

sei, „die äußeren Gegenstände der Willkür“ entspringen nicht der Arbeit oder dem Willen des

Produzenten, sondern sind gegeben und können durch Arbeit lediglich modifiziert werden (vgl.

Brandt 1974: 192 in Lerch 1999: 404).

Die Abgrenzung zwischen öffentlichen Kulturgütern und kulturbestimmten ökologischen Gütern

ist graduell. Sie kann sich im Wesentlichen an der Bedeutung der ökosystemaren Fähigkeiten im

Zuge der Produktion der Güter orientieren. Verallgemeinert kann definiert werden: Wenn

ökosystemare Fähigkeiten nur für die zu nutzende Ressource, aber nicht mehr für die eigentliche

Herstellung der Güter notwendig sind, handelt es sich um Kulturgüter. Die individuellen

Fähigkeiten bestimmen die Prozesse zur Herstellung der Güter. Sind jedoch für die Produktion

sowohl individuelle als auch ökosystemare Fähigkeiten notwendig, handelt es sich um

kulturbestimmte ökologische Güter. Beispiel für ein öffentliches Kulturgut sind alte, einer

überholten landwirtschaftlichen Nutzung entstammende Tabakscheunen mit ästhetischem und

kulturhistorischem Wert. Diese unterliegen als Kulturgut dem Denkmalschutz. Ebenfalls einer

überholten landwirtschaftlichen Nutzung entstammende Brenndolden-Auenwiesen mit ihren

seltenen Stromtalarten stellen kulturbestimmte ökologische Güter dar. Bei entsprechender

Nachfrage unterliegen diese dem Naturschutz. Generell soll für kulturbestimmte ökologische

Güter jedoch gelten, dass der Einsatz der menschlichen Fähigkeit sich auf das für die Produktion

der ökologischen Güter minimal Notwendige beschränkt. Es geht also nicht um die Substitution

ökosystemarer Fähigkeiten durch individuelle Fähigkeiten, sondern nur um die notwendige

11 Die skizzierte Eigentumsauffassung Kants bezieht sich auf seine Überlegungen in „Metaphysische Anfangsgründe der Rechtslehre“ von 1797.


Ergänzung. Diese Prämisse baut auf das Bundesnaturschutzgesetz (§ 1 und 2 BNatSchG) auf, in

dem der Erhaltung der Leistungsfähigkeit des Naturhaushaltes höchste Priorität eingeräumt wird.

Es wird damit die „Strategie des Minimalen Eingreifens“ (Roweck 1993, 1995) auch bei

kulturbestimmten Gütern verfolgt. Dieser Aspekt wird in Kapitel 5.2 aufgegriffen.

Beim Einsatz von ökosystemaren Fähigkeiten wird anstatt von Produktion auch von

Regeneration gesprochen. Allgemein bekannt sind so genannte regenerierbare Ressourcen.

Tatsächlich findet hier jedoch nichts anderes statt als eine kostenlose (Re-)Produktion von

ökologischen Gütern. Hierunter sind nicht etwa nur so genannte nachwachsende Rohstoffe zu

verstehen, sondern z. B. auch ein knappes ökologisches Gut wie ‚nitratarmes Wasser’. So

akkumulieren z. B. nährstoffreiche Überflutungsmoore mit ihren Großröhrichten aus Schilf,

Rohrglanzgras oder Wasserschwaden aufgrund ihrer positiven Nährstoffbilanz nicht nur

Kohlenstoff, sondern auch Stickstoff, unterbrechen bzw. beeinträchtigen also den

Stickstoffkreislauf stark. Diese Bilanz kommt dadurch zustande, dass die Bildung organischer

Substanz im Ergebnis der Photosynthese der Pflanzen in intakten Mooren größer ist als ihre

Zersetzung. Bei einer Produktivität dieser Standorte, die mitteleuropäischen Laubwäldern

vergleichbar ist (Succow & Jeschke 1990), kommt es so zur erheblichen Akkumulation12. Damit

können diese ökologischen Systeme kostenlos aus ‚nitratreichem Wasser’ das knappe

ökologische Gut ‚nitratarmes Wasser’ (in jedem Fall ‚nitratärmeres’) produzieren.

Auch individuelle Fähigkeiten werden unter bestimmten Umständen kostenlos eingesetzt. Dies

geschieht, wenn die Güter als Nebenprodukte oder auch Kuppelprodukte einer anderen für sich

rentablen Tätigkeit entstehen. „Das Ausmaß des Nebeneffektes ‚Umweltgüterproduktion’ ist

nicht Gegenstand betriebswirtschaftlicher Optimierungskalküle, denn solange die als Neben-

effekt angebotene Menge an Umweltgütern die nachgefragte Menge übersteigt und der

Umweltgüterpreis daher 0,00 DM beträgt, bleibt eine Mehr- oder Minderproduktion des

Umweltgutes ohne Auswirkungen auf das Einkommen des Unternehmers“ (Scheele & Isermeyer

1989: 88). Artenreiche Brenndolden-Auenwiesen sind Beispiel für ein Kuppelprodukt einer

extensiven Grünlandnutzung vor 100 Jahren.

Ökologische Güter sind vom Menschen als nützlich bewertete naturbestimmte oder

kulturbestimmte Umweltstrukturen, die Bedürfnisse befriedigen (vgl. Abbildung 2). Was sind

12 Es konnte ermittelt werden, dass im niedermoorreichen Schleswig-Holstein seit der letzten Eiszeit ca. 13-19 Millionen Tonnen Stickstoff in Form von Niedermoortorfen langfristig den Kreisläufen entzogen wurden (vgl. Trepel 1996).

24 Kapitel 4

jedoch knappe ökologische Güter? Knappheit an ökologischen Gütern liegt vor, wenn die

Bedürfnisse der Individuen größer sind als ihre Bedürfnisbefriedigungsmöglichkeiten (vgl.

Kobler 2000: 5).

Im Allgemeinen ist ein knappes Gut durch eine Nachfrage gekennzeichnet, die sich bei

funktionierenden Märkten durch einen positiven Preis äußert (Scheele & Isermeyer 1989). Bei

ökologischen Gütern kommt es jedoch i.d.R. nicht zur Bildung von Märkten. Ökologischen

Gütern werden Eigenschaften von öffentlichen Gütern zugesprochen, die den Tausch über den

Markt verhindern.

Öffentliche Güter können gemeinsam genossen werden (joint consumption) und zwar in der Art,

dass damit kein physischer Konsum verbunden ist (grundlegend Samuelson 1954, 1969). Es

besteht keine Rivalität im Konsum (nonrivalry). Nach Musgrave & Musgrave (1976) werden

öffentliche Güter außerdem dadurch charakterisiert, dass kein Ausschluss vom Konsum möglich

ist (nonexcludability). Letzteres Kriterium wird auch als open access bezeichnet (Bromley 1991,

Ostrom 1998). Der open access ist dabei weniger eine Gütereigenschaft als vielmehr eine Frage

der Transaktionskosten des Ausschlusses, also des technologisch oder institutionell möglichen

(Blümel et al. 1986).

Das Kriterium ‚nonrivalry’ trifft jedoch für eine Vielzahl von Nutzungen ökologischer Güter

nicht zu. Tatsächlich würde es selbstverständlich nicht zur viel beschriebenen „tragedy of the

commons“13 kommen, wenn keine Rivalität auftritt. Probleme und ‚Tragedies’ stellen ein

Knappheitsproblem von Gütern im Zustand des ‚open access’ dar, deren Konsum durch

Rivalität bestimmt ist. Umweltprobleme haben genau darin ihre Ursache.

Die scheinbare ‚nonrivalry’ hat ihre Ursache bei ökologischen Gütern darin, dass es ohne

ökonomische Anreize zum Einsatz sowohl von ökosystemaren als auch individuellen

menschlichen Fähigkeiten kommt und ökologische Güter kostenlos (re)produziert werden.

Der Verbrauch führt erst dann zur Verknappung von ökologischen Gütern, wenn die kostenlose

(Re)Produktion geringer ist als der Verbrauch (die Nachfrage). Die wirtschaftliche Entwicklung

führt zur Verknappung der ökologischen Güter wenn eine oder eine Kombination folgender

Situation auftritt:

13 vgl. dazu den vielzitierten Aufsatz von Hardin (1968)


• Die Nachfrage steigt und die ökosystemaren Fähigkeiten reichen nicht mehr aus, den

Verbrauch durch (Re)Produktion zu ersetzen,

• das Angebot nimmt durch Rückgang (Zerstörung) ökosystemarer Fähigkeiten ab und/oder

• das Angebot nimmt durch Rückgang des Einsatzes an individuellen Fähigkeiten ab, da keine

Koppelproduktion mehr vorliegt.

In den ersten beiden Situationen stellen die Landwirte die bzw. einen Teil der Konsumenten dar,

die ökologische Güter (über)nutzen bzw. ökosystemare Fähigkeiten zerstören (z. B. ökologische

Güter ‚sauberes Grundwasser’ oder ‚artenreiches Kleingewässer’). In der dritten Situation stellen

die Landwirte die Produzenten dar und sind verantwortlich für den Rückgang des Angebots.

Da alle Nutzer Zugang zu den knappen ökologischen Gütern haben (open access als Kriterium

der ökologischen Güter) entwickelt sich keine Marktnachfrage als Ausdruck der Knappheit

dieser Güter (Ausnahme sind Verhandlungslösungen im Sinne von Coase, vgl. Kap 3.1.2). Die

Nachfrage nach ökologischen Gütern muss daher weitgehend vom Staat ausgehen (Hampicke

1996: 124).

Dabei obliegt es der Wissenschaft, „durch aktive Aufdeckung der naturwissenschaftlichen und

ökonomischen Zusammenhänge und durch aktive Aufklärung der Bevölkerung die Grundlagen

für demokratische Entscheidungen zu verbessern und damit einen Beitrag zur

Wohlfahrtssteigerung zu leisten“ (Scheele & Isermeyer 1989: 93).

Tatsächlich stellt die ‚Identifikation’ von knappen ökologischen Gütern und ökosystemaren

Fähigkeiten zur Produktion dieser Güter aufgrund der Komplexität ökologischer Systeme eines

der Hauptprobleme für den Einsatz der Honorierung ökologischer Leistungen dar, wie Kapitel

6.3.5 noch zeigen wird. So können z. B. „entstehende Knappheiten aufgrund unzureichender

Informationen oft nicht bemerkt werden, weil Umwelt- und Gesundheitsschäden mit erheblicher

Zeitverzögerung auftreten. In diesem Fall erweist sich ein Umweltgüterpreis von 0,00 DM im

Nachhinein als zu niedrig“ (Scheele & Isermeyer 1989: 88). Knappheitsverhältnisse öffentlicher

Güter ‚aufzudecken’ und dabei mit Blick auf eine Nachhaltige Entwicklung auch den

‚Schwächsten’ (im Sinne der Möglichkeit ihrer Nachfrage), den künftigen Generationen,

Gewicht zu verleihen, ist vor dem Hintergrund der „Nichtsubstituierbarkeit“ vieler Umweltgüter

die größte Herausforderung unserer Zeit14.

14 zum Problem der Berücksichtigung künftiger Generationen ausführlich Hampicke (1999)

26 Kapitel 4

Dem Staat stehen idealtypischer Weise zwei Wege offen, knappe ökologische Güter zu

identifizieren. Damit wird der Kreis zu den in Kapitel 3.1 beschriebenen zwei wesentlichen

Typen von ökonomischen Instrumenten geschlossen:

• der rein individualistische Weg im Sinne von Pigou, der mit einer Monetarisierung der

ökologischen Güter und mit der Feststellung der Zahlungsbereitschaft der am

Wirtschaftsprozess beteiligten Parteien verbunden ist (vgl. Kap. 3.1.2),

• der kollektivistische Weg im Sinne der Entwicklung rationaler Ziele als ‚Stellvertreter’ für

fehlende oder aus methodischen Gründen nicht zu erhebende individualistische Nachfrage

und Festsetzung der Preise (vgl. Kap. 3.1.3).

Trotz der Fortschritte der Monetarisierung von ökologischen Gütern15 gibt es methodische16 und

sachliche Grenzen17.

Knappe ökologische Güter müssen daher überwiegend indirekt als gesellschaftliche Umweltziele

‚identifiziert’ werden. Gesellschaftliche Umweltziele als Ausdruck knapper ökologischer Güter

sind Voraussetzung für ökonomisches Handeln zur Bewältigung der Umweltprobleme.

Knappe ökologische Güter sind individuell oder gesellschaftlich als Umweltziele nachgefragte

Umweltstrukturen (vgl. Abbildung 2a). Die Verknappung von ökologischen Gütern hat ihre

Ursache in veränderten wirtschaftlichen Rahmenbedingungen, die zum Rückgang des Angebots

und/oder zur Steigerung der Nachfrage führen. Da die ökologischen Güter durch so genannten

open access gekennzeichnet sind, werden Angebot und Nachfrage nicht durch

Marktmechanismen aufeinander eingestellt. Die Nachfrage ist ohne zielgerichtete Bereitstellung

der ökologischen Güter nicht (mehr) zu befriedigen. Es kommt zur weiteren Verknappung der

ökologischen Güter. Knappe ökologische Güter werden als Umweltprobleme bezeichnet.

Wie oben beschrieben, besteht eine ökonomische Leistung darin, diese Knappheiten zu

beseitigen. Dabei gibt es ausgehend von den Ursachen der Verknappung zwei ‚Schrauben’, an

denen gedreht werden kann:

15 Übersicht zu den unterschiedlichen Ansätzen z. B. Pommerehne & Roemer 1992; zur direkten Präferenzerfassung im Bereich Naturschutz durch Contingent Valuation z. B. Jakobsson & Dragun 1996, Degenhardt et al. 1998, Degenhardt & Gronemann 2000 16zu den methodischen Problemen z. B. Degenhardt & Gronemann 1998, Schneider 2001 17 zu den sachlichen Grenzen z. B. Hampicke 1998, Seidl & Gowdy 1999, Schneider 2001


1. Die Nachfrage muss sich dem möglichen Angebot anpassen.

2. Das Angebot muss entsprechend der Nachfrage erhöht werden.

Zu 1.) Der begrenzende Faktor für die Angebotsseite der ökologischen Güter sind die

ökosystemaren Fähigkeiten, die natürlicher Weise begrenzt sind. Die Überbeanspruchung dieser

Fähigkeiten führt zur Verknappung der ökologischen Güter. Das Angebot kann aufgrund der

‚natürlichen Begrenzung’ nicht beliebig entsprechend der Nachfrage erhöht werden. Eine

‚ökologische Leistung’ besteht demnach darin, die Nutzung, also die Nachfrage, so zu

begrenzen, dass die ökosystemaren Fähigkeiten wieder ausreichen, die verbleibende Nachfrage

dauerhaft zu befriedigen.

Zu 2.) Der Rückgang auf der Angebotsseite kann entsprechend den notwendigen Fähigkeiten zur

Produktion der ökologischen Güter zwei Ursachen haben. Die ökosystemaren Fähigkeiten

nehmen ab oder die individuellen Fähigkeiten werden nicht mehr in ausreichendem Maße

eingesetzt (vgl. Abbildung 2b). Liegt die Ursache im Rückgang der ökosystemaren Fähigkeiten,

kann eine Angebotserhöhung nur durch die Begrenzung der Nutzung ökosystemarer Fähigkeiten

(verstanden als infrastrukturelle Umweltstrukturen und Prozesse) erreicht werden. Die

Begrenzung der Nutzung muss derart gestaltet werden, dass die ökosystemaren Fähigkeiten

wieder ausreichen, das orginär nachgefragte ökologische Gut zu produzieren. Liegt die Ursache

für die Verknappung des ökologischen Gutes jedoch im Rückgang des Einsatzes individueller

Fähigkeiten, würde die Umkehrung, das heißt der gezielte Einsatz dieser individuellen

Fähigkeiten zur ‚Entknappung’ führen.

Eine Ökologische Leistung besteht folglich darin (vgl. Abbildung 2c),

• die Nachfrage nach ökologischen Gütern und notwendigen infrastrukturellen Gütern derart

zu begrenzen, dass die ökosystemaren Fähigkeiten ausreichen, die Nachfrage dauerhaft zu

befriedigen oder

• individuelle Fähigkeiten gezielt zur Produktion ökologischer Güter und damit zur Erhöhung

des Angebots einzusetzen.

28 Kapitel 4

Abbildung 2: Ökologische Leistungen der Landwirtschaft als gezielte Antwort auf Verknappung

ökologischer Güter ( a) ‚Identifizierung’ ökologischer Güter b) Verknappung ökologischer Güter c) ökologische Leistungen als gezielte Antwort auf die Verknappung)

Eine Honorierung dieser Leistung soll dann stattfinden, wenn der Leistungserbringer die

Eigentumsrechte an den Fähigkeiten zur Produktion ökologischer Güter zugesprochen

bekommen hat. Besitzt der Leistungserbringer die Eigentumsrechte nicht, muss die Leistung

kostenlos erbracht werden. Die Zuteilung der Eigentumsrechte nimmt die zentrale Stellung bzgl.

des Einsatzes der Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft ein und wird

ausführlich in Kapitel 5 behandelt.

Knappe ökologische Güter

Angebot nimmt ab Nachfrage nimmt zu

Knappheit durch

Rückgang des Angebots

oder

Anstieg der Nachfrage

wird nicht mehr

kompensiert

Knappheit wird

kompensiert durch:

individuelle Fähigkeit bei

den Kuppelprodukten und

ökosystemare Fähigkeit

bei naturbestimmten

Strukturen

Öffentliche Ökologische Güter

kulturbestimmte

Umweltstrukturen

(Kuppelprodukte)

naturbestimmte

Umweltstrukturen

individuelle

Fähigkeiten

ökosystemare

Fähigkeiten

Änderung der sozioökonomischen

Rahmenbedingungen

Knappheit wird

kompensiert durch

ökologische Leistungen

Ökologische Leistungen

gezielter Einsatz

individueller

Fähigkeiten

gezielter

Nutzungsverzicht

Ökologische Privat-/und

Gemeingüter


Die Honorierung ökologischer Leistungen kann je nach Ausgestaltung sowohl den Charakter

eines Pigou- als auch eines Baumol-Instruments haben sowie eine Mischform beider darstellen.

Die Eigentumsrechte müssen jedoch bei Berücksichtigung des Verursacherprinzips bei allen

umweltökonomischen Instrumenten, also auch bei ‚klassischen’ Baumol-Instrumenten, das

Vorzeichen des Anreizes bestimmen (vgl. Kap. 3.2). In diesem Sinne spiegeln Anreize, deren

Höhe zwar nicht aufgrund des monetären Wertes des knappen Umweltgutes ermittelt wurde,

trotzdem die Verfügungsrechte an der Fähigkeit zur Produktion des knappen Umweltgutes

wider. Positive Anreize sollten nur eingesetzt werden, wenn der Leistungserbringer über die

Eigentumsrechte an den Fähigkeiten verfügt. Ist dies nicht der Fall, handelt es sich um

Subventionen, die bei Berücksichtigung des Verursacherprinzips kategorisch von Honorierungen

zu unterscheiden sind. Subventionen in diesem Verständnis sind „Staatsleistungen an Private,

insbesondere Unternehmen, denen keine ‚ökonomische’ Gegenleistung entspricht“ (vgl.

instrumentierte Ansätze der Subventionsdefinition bei Rodi 2000: 30 f., Andel 1998: 274). Die

Honorierung und nicht die Subvention ist demnach das Spiegelbild der Abgabe (vgl. Abbildung

3). Subventionen sind keine Instrumente zur Internalisierung von positiven Externalitäten (so

z. B. in Weiland 1999, Thöne 2000), sondern reine Lenkungsinstrumente, die das

Verursacherprinzip nicht berücksichtigen. Damit wird explizit nicht der Definition von

Subventionen gefolgt, die diese wie Hansmeyer „als Geldzahlungen oder geldwerte Leistungen

der öffentlichen Hand an Unternehmen ..., von denen anstelle einer marktwirtschaftlichen

Gegenleistung bestimmte Verhaltensweisen gefordert oder erwartet werden, die dazu führen

sollen, die marktwirtschaftlichen Allokations- und/oder Distributionsergebnisse nach politischen

Zielen zu korrigieren“ (Hansmeyer 1977: 959). Nach dieser Definition könnten Zahlungen nicht

entsprechend dem Verursacherprinzip differenziert betrachtet werden. Eine allgemein

verbindliche Definition der ‚Subvention’ liegt allerdings weder im nationalen noch im

internationalen Raum vor (vgl. Rodi 2000).

Eine Unterscheidung von positiven Anreizen bzgl. der Verteilung der Eigentumsrechte ist jedoch

der entscheidende Schritt, die Honorierung ökologischer Leistungen vom Verdacht der

Subvention zu befreien. Die OECD mahnt immer wieder die Bedeutung der klaren Zuweisung

der Eigentumsrechte als Unterscheidung zwischen Subventionen und Honorierungen an (OECD

1999a). Auch das im Rahmen der Uruguay-Runde 1992 geschlossene Übereinkommen über die

Landwirtschaft betont die Notwendigkeit von Transparenz und nachprüfbaren Kriterien, um

Honorierungen von dem erforderlichen Abbau inländischer Stützungsmaßnahmen auszunehmen.

Subventionen als Lenkungsinstrumente der Agrarumweltpolitik sollen nur in Ausnahmefällen

zum Einsatz kommen und „in transparenter, zielgerichteter und befristeter Form“ umgesetzt

werden (OECD 1999a: 30).

30 Kapitel 4

Abbildung 3: Ökonomische Anreize der Umweltpolitik im Verhältnis zu Eigentumsrechten und dem

Verursacherprinzip

Für die Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft kann abschließend formuliert

werden:

Die Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft ist ein umweltökonomisches

Instrument, mit dem Leistungen der Landwirtschaft zur Bereitstellung von individuell oder von

der Gesellschaft als Umweltziele nachgefragten naturbestimmten und kulturbestimmten

Umweltstrukturen honoriert werden, sofern der Landwirt über die entsprechenden

Eigentumsrechte an den Fähigkeiten zur Produktion dieser Güter verfügt. Dabei kann eine

Leistung erbracht werden durch:

• Nutzungsverzicht derart, dass die ökosystemaren Fähigkeiten ausreichen, die

naturbestimmten und kulturbestimmten Umweltstrukturen zu produzieren;

• Einsatz individueller Fähigkeiten derart, dass die knappen kulturbestimmten

Umweltstrukturen gezielt bereit gestellt werden.

4.2 Ergebnis- und maßnahmenorientierte Honorierung ökologischer Leistungen

Die Ökonomie befasst sich mit Maßnahmen zum Umgang mit Knappheiten. „Im Zustand der

Knappheit muss man sich zwischen Alternativen entscheiden, man kann nie alles haben“

(Hampicke 2000b: 4).

Eigentumsrechte beim

Anreizbezieher

Eigentumsrechte nicht beim Anreizbezieher

negative

Anreize

positive

Anreize

Abgaben Subventionen Honorierung

Verursacherprinzip angewendet

Verursacherprinzip nicht angewendet


Dass eine Verteilung (Allokation) knapper Güter durch den idealen Markt effizient möglich ist,

ist nicht nur empirisch bewiesen, sondern auch der Grund für unser Wirtschaftssystem und soll

an dieser Stelle als Axiom stehen.

Die Forderung von Umweltökonomen, das Umweltordnungsrecht nach Möglichkeit durch

ökonomische Instrumente zu ersetzen, zumindest jedoch zu ergänzen, und dadurch Raum für

‚Marktkräfte’ zuzulassen, scheint daher nur konsequent.

Dass viele die dem Markt unterstellte Steuerungswirkung keineswegs für all jenen Instrumenten

gelten, die sich ökonomisch nennen, ist ebenfalls eine Tatsache, die leider in der öffentlichen

politischen Diskussion oftmals unterzugehen scheint. Anders sind z. B. pauschale Rufe nach

Vertragsnaturschutz an Stelle von Naturschutzordnungsrecht nicht zu verstehen. Abgesehen von

der Frage der zugeteilten Verfügungsrechte kommt es wesentlich darauf an, ‚was’ die Verträge

‚wie’ genau regeln bzw. ‚was’ unter den gegebenen Rahmenbedingungen ‚wie’ geregelt werden

kann. Oftmals steckt hinter dem Ruf nach Vertragsnaturschutz weniger eine

Allokationsbegründung (Effizienzsteigerung) als vielmehr eine Distributionsbegründung (vgl.

Kap. 5.6).

Grundgedanken, welche Eigenschaften ökonomische Instrumente besitzen sollten, um sich von

dem regulativen Instrument ‚Ordnungsrecht’ abzugrenzen, fassen folgende Aussagen zu

‚flexiblen Instrumenten’ zusammen: „Im Gegensatz zu regulativen Strategien steuert ein

umweltpolitisches Instrument flexibel, sofern die zu regulierenden Einheiten mit einer

spezifischen Regulierungsantwort auf die individuellen Umstände platziert werden können. Eine

Lösung der öffentlichen Aufgabe ‚Schutz der Umwelt’ bzw. – wirtschaftswissenschaftlich

gewendet – des Lenkungsproblems knapper Umweltgüter kann als flexibel gelten, sofern sie eine

dezentrale Konfliktbewältigung vorsieht, d. h. Umstände des Einzelfalls (Präferenzen, Kosten)

bei den Eingriffsvornahmen berücksichtigt. Aus der Sicht der Normadressaten ergeben sich bei

flexibler Steuerung Freiheitsgrade individueller Normbefolgung. Ein wirtschaftspolitisches

Instrument wirkt darüber hinaus anreizend, soweit der verwendete Allokationsmechanismus dem

Normadressaten ein wirtschaftliches Eigeninteresse an der Verfolgung des staatlichen

Steuerungszwecks vermittelt“ (Gawel 1994: 10).

Eine nähere Betrachtung der beiden wesentlichen Vertragsgestaltungsmöglichkeiten der

Honorierung ökologischer Leistungen verdeutlicht, dass sich aus ökonomischer Sicht bereits

wesentliche Unterschiede aufgrund der ‚Ansatzstelle’ der Honorierung ergeben. Vor dem

Hintergrund ihres Effizienzpotentials werden die ergebnis- und maßnahmenorientierte

Honorierung ökologischer Leistungen näher beleuchtet. Aufgrund dieser Analyse ist eine

32 Kapitel 4

Aussage möglich, welcher der beiden Varianten bei optimalen Ausgangsbedingungen der

Vorrang zu geben ist.

4.2.1 Unterscheidung der ergebnis- und maßnahmenorientierten Honorierung

Es gibt prinzipiell zwei verschiedene Möglichkeiten der Honorierung ökologischer Leistungen

der Landwirtschaft, die oftmals kategorisch gegenübergestellt werden, sich jedoch eher graduell

unterscheiden:

1. ergebnisorientierte Honorierung ökologischer Leistungen,

2. maßnahmenorientierte Honorierung ökologischer Leistungen.

Bei der ergebnisorientierten Honorierung wird die Zahlung direkt an das nachgefragte

ökologische Gut geknüpft. Der Landwirt erhält z. B. eine Zahlung für eine ‚artenreiche

Feuchtwiese’ oder positive Wirkungen auf das ökologische Gut (z. B. Verminderung von

Immissionen, ausführlich in Kapitel 6.3.1). Bei der maßnahmenorientierten Honorierung wird

die Zahlung an Maßnahmen geknüpft, die zur Produktion ökologischer Güter führen. Als

Beispiel kann der Landwirt dafür bezahlt werden, dass er seine Wiese nicht düngt und nur

einmal im Jahr, Ende Juni, mäht.

Aus ökonomischer Sicht ist entscheidend, dass der Landwirt bei der ergebnisorientierten

Honorierung Handlungsalternativen hat. Es ist ihm überlassen, wie er seine Wiese

bewirtschaftet, entscheidend ist, dass die artenreiche Wiese produziert wird. Sein Augenmerk

liegt damit auf dem Ergebnis seiner Arbeit.

Bei der maßnahmenorientierten Honorierung wird dem Landwirt dagegen genau vorgegeben,

welche Maßnahmen er durchzuführen hat. Er hat keine Handlungsalternativen. Der Anreiz der

Zahlung beeinflusst lediglich eine Alternativentscheidung: die vorgegebene Maßnahme

durchzuführen oder nicht18. Lediglich an dieser einen Stelle wirkt das ökonomische Prinzip, wird

Entscheidung über ökonomische Anreize beeinflusst. Das Augenmerk des Landwirtes liegt nicht

auf dem Ergebnis seiner Arbeit (vgl. Matzdorf 2004).

18 Wie das Ordnungsrecht (vgl. Gawel 1999: 240, Gawel 1994) nimmt die maßnahmenorientierte Honorierung eine „Dichotomisierung des umweltallokativen Möglichkeitsraumes“ vor. Die maßnahmenorientierte Honorierung teilt den ‚Möglichkeitsraum’ in bezahlte und nicht bezahlte Umweltnutzungen. (Das Ordnungsrecht teilt den ‚Möglichkeitsraum’ in erlaubte und nicht erlaubte Umweltnutzungen ein.)


Es wurde bereits erwähnt, dass diese beiden Honorierungsarten sich lediglich graduell

unterscheiden. So kann die Produktion eines ökologischen Gutes lediglich eine

Handlungsalternative zulassen. In diesem Fall wäre es vollkommen egal, ob die Zahlung an das

Ergebnis oder die Handlung geknüpft ist (wenn sich beide gleich gut überprüfen lassen, vgl.

unten).

Die Handlungsalternativen sind jedoch das entscheidende ökonomische Kriterium, wie Kapitel

4.2.2.2 zeigen wird. „Generell bedeutet die Zunahme des Spezifitätsgrades der Regulierung eine

Quelle potentieller Ineffizienz durch Verkürzung von Freiheitsgraden“ (Gawel 2000: 120)19.

Daher wird innerhalb dieser Arbeit die ergebnisorientierte Honorierung von der maßnahmen-

orientierten Honorierung nicht allein anhand der Anknüpfstelle für die Zahlung, sondern auch

auf der Grundlage der dem Landwirt zur Wahl stehenden Handlungsalternativen differenziert

(vgl. Abbildung 4).

Abbildung 4: Unterscheidung von ergebnis- und maßnahmenorientierter Honorierung ökologischer

Leistungen (Quelle: Matzdorf 2004)

Ergebnis- und maßnahmenorientierte Honorierung unterscheiden sich darüber hinaus in der

Ermittlung des Preises für die Leistung.

Bei der ergebnisorientierten Honorierung sollten sich Preise idealtypischer Weise am Wert des

ökologischen Gutes orientieren. Mit der Produktion eines besonders hoch bewerteten

19 „Das Ziel, in Bezug worauf eine äquivalente Allokation im Ermessen des Umweltnutzers verbleibe, gestattet nämlich bei überproportionaler Spezifizierung des Regulierungseingriffs kaum noch Variationen der Zielerfüllung; es werden so „limitationale Milieus” geschaffen, die keine Freiheitsgrade der Zielerfüllung mehr vorhalten“ (Gawel 2000: 120). Zu „limitationale Milieus” vgl. auch Gawel (1994: 153 ff.).

34 Kapitel 4

ökologischen Gutes kann der Landwirt bei geringen Kosten einen hohen Preis erzielen, es sind

also Renteneinkommen möglich (vgl. Kap. 3.2).

Maßnahmenorientierte Honorierung orientiert sich am Kostenprinzip. Dabei werden der

Aufwand für die Produktionsfaktoren (Faktorkosten) oder der entgangene Nutzen durch

Bewirtschaftungsauflagen (Kompensationskosten) berechnet (vgl. auch Kap. 3.2). In der gut

nachvollziehbaren Kostenermittlung ist ein wesentlicher Grund dafür zu finden, dass aktuell die

maßnahmenorientierte Honorierung überwiegt. Tatsächlich können durch derartige Preise jedoch

falsche Anreize gesetzt werden, da sie in keiner Verbindung zum Wert des ökologischen Gutes

stehen. Die Bemessung der Prämienhöhe an den Kosten führt darüber hinaus nicht unbedingt zu

Anreizen, diese durch technischen Fortschritt zu senken, wenn damit gleichzeitig die

Honorierung abnimmt.

Es sei jedoch auch hier darauf hingewiesen, dass fließende Übergänge bei der Ermittlung des

Preises für die Leistung (vgl. Kap. 4.1) bestehen können. Nicht zuletzt aufgrund der

Schwierigkeit der Ermittlung bzw. Festlegung der Preise für die ökologischen Güter ist eine

Verknüpfung der ergebnisorientierten Honorierung mit Preisen, die sich eher an den Kosten

orientieren, ersatzweise vorstellbar (vgl. Bedeutung von Transaktionskosten Kap. 5.4.2.).

4.2.2 Potentieller Effektivitäts- und Effizienzvorteil der ergebnisorientierten

Honorierung

Es soll im Folgenden ein Überblick über Effektivität und Effizienz der beiden

Honorierungsansätze bei idealtypischem Charakter dargestellt werden. Dabei handelt es sich

nicht um einen systematischen Vergleich aus ökonomischer Sicht. Ziel ist es vielmehr, die

relative Vorzüglichkeit der ergebnisorientierten Honorierung im Hinblick auf ihr Effektivitäts-

und Effizienzpotential zu verdeutlichen und damit die Begründung (und die Bedeutung) für die

Suche nach ergebnisorientierten Honorierungsansätzen zu liefern.

Die Beurteilungskriterien für den Vergleich der beiden umweltökonomischen Instrumente

werden dabei in Anlehnung an die Klassifikation der OECD (1994b) unterteilt in Kriterien der

ökologischen Effektivität (oder auch Treffsicherheit) und der ökonomischen Effizienz.


4.2.2.1 Ökologische Effektivität

Ökologische Effektivität besagt, dass ein Instrument geeignet sein muss, das angestrebte

umweltpolitische Ziel wirksam und präzise zu erreichen (statische Inzidenz) und im Zeitverlauf

mindestens nicht zu unterschreiten oder sogar positiv fortzuschreiben (dynamische Inzidenz).

„Wunsch und Wirklichkeit sollen nach erfolgtem Instrumenteinsatz in sachlicher, räumlicher und

zeitlicher Hinsicht übereinstimmen“ (Ewers & Hassel 2000: 135).

Die ökologische Effektivität ist bei der ergebnisorientierten Honorierung höher. Diese

Erkenntnis ist trivial, da die Zahlung an das Ziel geknüpft ist bzw. an Wirkungen (Immissionen),

die näher am Ziel sind (vgl. Kap. 6.3).

Ganz und gar nicht trivial ist die Voraussetzung dafür. Das ‚Ergebnis’, an das die Zahlung

geknüpft ist, muss das Ziel ‚präzise’ abbilden (statische Inzidenz). Ziel ist im Falle der

ökologischen Güter jedoch nicht allein die effiziente Allokation des ‚ökologischen Gutes’ im

Sinne der nachgefragten Umweltstruktur, sondern auch die Erhaltung der ökosystemaren

Fähigkeiten (der Umweltprozesse), die zur Produktion des Gutes notwendig sind (vgl. Kap. 5.2).

Der Erhalt der ökosystemaren Fähigkeit ist für eine anhaltende dynamische Inzidenz

Voraussetzung. Das ‚Ergebnis’ muss demnach präzise ‚die’ Ziele abbilden. Diese triviale

Forderung ist das Problem der ergebnisorientierten Honorierung (vgl. Kap. 6.3.2 und 6.3.5).

Die ökologische Effektivität der maßnahmenorientierten Honorierung ist abhängig von der

kausalen Beziehung von Ziel und Maßnahmen. In Anbetracht der Eigenschaften ökologischer

Systeme ist jedoch ein Kausalnachweis für jede Maßnahme in absehbarer Zeit nicht zu führen

(zum Problem des Kausalitätsnachweises z. B. Fränzle et al. 1993, Breckling et al. 1997,

weiterführend Kap. 6.3.5.1). Von daher kann in der Regel die ökologische Effektivität der

maßnahmenorientierten Honorierung nicht damit überprüft werden, dass die exakte

Durchführung der Maßnahme überprüft wird, sondern die Maßnahmen müssen sich an den

realen Umweltzuständen vor dem Hintergrund gesetzter Umweltziele prüfen lassen. Die

Halbzeitbewertungen der Agrarumweltprogramme der EU-Staaten20 berücksichtigen diesen

Anspruch (COM 1999a, 2000b, 2002b) und heben sich dadurch von der bis dato gängigen

Evaluierungspraxis ab (vgl. z. B. Zeddies & Doluschitz 1996, COM 1998).

20 Bis zum Ende des Jahres 2003 fand in allen EU-Staaten die Halbzeitbewertung der Entwicklungspläne für den ländlichen Raum (EPLR) nach einem EU-weit einheitlichen methodischen Rahmen statt.

36 Kapitel 4

4.2.2.2 Effizienz

Bezüglich der Effizienz der beiden Honorierungsarten kann als Ausgangsthese formuliert

werden, dass die ergebnisorientierte Honorierung ökologischer Leistungen effizienter ist als die

maßnahmenorientierte Honorierung. „In der Tat spricht ökonomisch alles für eine

leistungsgerechte Abgeltung. ... Jeder Marktteilnehmer wird für den durch die Nachfrage

determinierten Wert seines Produktes bezahlt, nicht jedoch für die ihm entstandenen Kosten

entschädigt“ (Hampicke 1996: 83, in gleicher Weise SRU 1994, 1996: 90 f.). Aufgrund der

Bedeutung der Vorzugswürdigkeit der ergebnisorientierten Honorierung ökologischer

Leistungen aus ökonomischer Sicht soll an dieser Stelle jedoch eine kurze ‚theoretische

Diskussion’ wesentliche Vorteile skizzieren.

Statische Effizienz liegt vor, wenn die gesellschaftlichen Ziele unter den gegebenen

Rahmenbedingungen mit den geringst möglichen gesamtwirtschaftlichen Kosten erreicht werden

(Michaelis 1996). Statische Effizienz ist erreicht, wenn z. B. alle Stickstoff emittierenden

Landwirte die gleichen marginalen Vermeidungskosten haben. Würde es einen Landwirt geben,

der Stickstoffemissionen zu geringeren Kosten vermeiden könnte, bestehen Möglichkeiten für

Effizienzgewinne, indem bei insgesamt gleich bleibender Menge der Emittent mit

vergleichsweise höheren Vermeidungskosten seine Aktivität ausdehnt, während sie ein Emittent

mit geringeren Vermeidungskosten noch weiter zurücknimmt (vgl. Ewers & Hassel 2000).

Dynamisch effizient ist ein Instrument, wenn es hinreichende Anreize gibt, Innovations-,

Informations- und Motivationsvorteile gegenüber einer staatlichen Planungsinstanz zugunsten

der Zielerreichung zu mobilisieren (Ewers & Hassel 2000: 137, vgl. Michaelis 1996, OECD

1994b). Die Innovationswirkung von umweltökonomischen Instrumenten wird in der Literatur

häufig als das wichtigste Kriterium überhaupt angesehen (vgl. z. B. Kneese & Schulze 1975,

Faber & Stephan 1987) 21. Gerade vor dem Hintergrund einer Nachhaltigen Entwicklung wird

die Bedeutung der dynamischen Effizienz hervorgehoben (vgl. Lohmann 1999: 18).

Ausgangspunkt der Betrachtungen soll die Unterscheidung der beiden Instrumente bzgl. der

möglichen Handlungsalternativen sein. Aufgrund der Vorgaben der Mittel zur Erreichung des

Umweltziels bei der maßnahmenorientierten Honorierung verschwindet der Vorteil des

ökonomischen Instrumentes gegenüber ordnungsrechtlichen Normen. Der Markt ist dem Plan

gerade deshalb überlegen, weil die Marktteilnehmer dezentral planen können (Engel 1998: 14).

21 zur Bedeutung von Umweltinnovationen vgl. auch Klemmer et al. 1999


Vielmehr bestehen zwischen technikorientierten ordnungsrechtlichen Normen (Stichwort: ‚Stand

der Technik’) und maßnahmenorientierter Honorierung große Übereinstimmungen. Die Kritik,

die für individualisierte ordnungsrechtliche Technikvorgaben vorgebracht wird, gilt daher für

maßnahmenorientierte Honorierung in gleicher Weise. „Bei Annahme einer asymmetrischen

Informationsverteilung über die jeweils kostengünstige betriebliche Normerfüllungsalternative

zwischen staatlichem Regulator (bzw. vollziehender Allokationsbehörde) und Umweltnutzer

stehen individualisierte ordnungsrechtliche Technikvorgaben im Verdacht der Ineffizienz, da sie

zieläquivalente, aber kostengünstigere Alternativen der Mittelwahl nicht zulassen oder

behindern“ (Gawel 2000: 114 f.). Im Überblick können folgende Nachteile der

maßnahmenorientierten Honorierung identifiziert werden:

1. Maßnahmenorientierte Honorierung verhindert Eigeninteresse an der Suche und der

Offenlegung von effizienteren Alternativen.

Mögliche Effizienzgewinne einer kostengünstigeren Alternativlösung bleiben oftmals dauerhaft

im Verborgenen, weil die durch maßnahmenorientierte Honorierung geprägte Situation erst gar

nicht zu Such- und Aufdeckungsaktivitäten bei der Realisierung von

Minimalkostenkombinationen anreizt (zur Kritik am Ordnungsrecht in diesem Sinne vgl. z. B.

Gawel 2000: 119, Cansier 1993). Die Landwirte haben keine Veranlassung, sich Gedanken um

effiziente Möglichkeiten der Zielerreichung zu machen, noch mehr, das Ziel der Maßnahme

kann ausgeblendet werden bzw. wird ausgeblendet. Der Anreiz für die Suche nach der besten

Alternative fehlt, da die Landwirte bei der maßnahmenorientierten Honorierung gerade nicht die

Folgen (Umweltwirkungen) falscher Entscheidungen tragen. Damit fehlt ein wichtiger

Grundbaustein des ökonomischen Verhaltensmodells und die Folge kann nur Effizienzverlust

sein (vgl. Kap. 3.1).

2. Maßnahmenorientierte Honorierung führt zur mangelnden dynamischen Anreizwirkung für

Bearbeitungsinnovationen.

Maßnahmenorientierte Honorierung im Sinne von Technikvorgaben kann keinen Ersatz für

individuelle, kreative Lösungen eines Ergebnis bezogen definierten Knappheitskonflikts

darstellen (vgl. i.d.S. Gawel 2000: 119); vor allem die dynamische Effizienz wird so behindert

(z. B. Klemmer 1990, Endres 1994: 131 ff.). Dies ist besonders unter Berücksichtigung der

großen Standortheterogenität und der dadurch notwendigen Unterschiede in der Bewirtschaftung

zu betrachten. Landwirte kennen ihre Flächen besser als jede Behörde und können bei Zulassung

von Freiheitsgraden gezielter einwirken. Bei Vorgabe der Maßnahmen kann dieses Potential

nicht ausgeschöpft werden.

38 Kapitel 4

3. Maßnahmenorientierte Honorierung verstärkt das Problem der Informationsasymmetrien.

Bei der Honorierung ökologischer Leistung handelt es sich um eine vertragliche Beziehung

zwischen Auftraggeber (Staat in Form von Verwaltung) und Auftragnehmer (Landwirt). Der

Auftraggeber kann synonym auch als Principal, der Auftragnehmer als Agent bezeichnet werden.

Bei der Honorierung ökologischer Leistung über Verträge liegt eine Principal-Agent-Beziehung

vor: Mehrere Individuen kooperieren mit dem Ziel der individuellen Wohlfahrtssteigerung

miteinander nach dem Schema von Leistung und Gegenleistung (vgl. z. B. Balks 1995, Richter

& Furubotn 1996).

Die an Honorierungsprogrammen teilnehmenden Landwirte besitzen regelmäßig sowohl vor als

auch während der Programmteilnahme einen Wissensvorsprung gegenüber der auftraggebenden

Verwaltung. Ein Wissensvorsprung vor Vertragsabschluss wird gemeinhin verborgene

Information (hidden information) genannt, während sich ein Handlungsspielraum von

Beauftragten in verborgenen Handlungen (hidden action) äußert (Meinhövel 1999: 13). Die

Ungleichverteilung von Wissen über die Qualität, zuweilen auch Quantität von Gütern und

Dienstleistungen beeinflusst den Vertragsabschluss: Der mehr Wissende besitzt verborgene

Informationen (Meinhövel 1999: 14). Aufgrund der Informationsasymmetrie stellt sich die

Frage, wie leistungsfähige Landwirte bei der Programmteilnahme ‚selektiert’ werden können

und wie verhindert werden kann, dass die Landwirte während der Programmteilnahme gegen die

Interessen des Auftraggebers handeln und sich opportunistisch (moral hazard-Gefahr) verhalten

(Karl 1997: 398). „If the agent has differing preferences to the principal, then the agent faces an

incentive to pursue his own interests. The principal finds it difficult to detect this because

monitoring is costly” (Moyle 1998: 313 f.).

„Das ökonomische Modell hat nur ein Instrument, um die Informationsverteilung zu ändern: Es

muss an das Eigeninteresse dessen heran, der die Information besitzt“ (Engel 2001: 7). Nur wenn

der Landwirt selbst ein Interesse daran hat, die Qualität seiner Leistung offen zu legen, wird das

Problem der Informationsasymmetrie gemindert. Der Landwirt muss ein Eigeninteresse daran

haben, den Zielen des Auftraggebers zu folgen (Rapp 1998, Weikard 1995, Hanf 1993).

Lediglich bei der ergebnisorientierten Honorierung wird ein derartiges Eigeninteresse forciert.

4. Maßnahmenorientierte Honorierung gewährleistet keine Kontinuität.

Die Instrumente zur Honorierung ökologischer Leistungen sind dauerhaft, die

Programmlaufzeiten jedoch kurzfristig angelegt. „Es ist kurios, dass ein Privathaushalt seinen

Garten für 20 Jahre im Voraus einrichtet, dass beim Umgang mit der großen Landschaft jedoch

von der Hand in den Mund gelebt wird“ (Hampicke 1995: 115). Sollen EU- und Bundesmittel in


Anspruch genommen werden, so beträgt die Vertragslaufzeit bis auf wenige Ausnahmen fünf

Jahre. Landwirte wollen Planungssicherheit, ohne sich selbst über einen zu langen Zeitraum

binden zu müssen. Von daher sind die meisten Landwirte mit Vertragszeiten von fünf Jahren

durchaus zufrieden, wenn die Planungssicherheit über die fünf Jahre hinaus gegeben ist. Wenig

Anreiz wird jedoch mit derart kurzen Laufzeiten im Hinblick auf den Aufbau eines

„Reputationskapitals“ gegeben22 (vgl. Hampicke 1995). Ergebnisorientierte Honorierung könnte

Anreize zum Aufbau von Reputationskapital geben, da das Eigeninteresse an einer

kontinuierlichen Teilnahme erweckt wird. Bei maßnahmenorientierter Honorierung besteht

hingegen sogar die Gefahr, dass eine langfristige Teilnahme gerade konterkariert wird. So

besteht bei Extensivierungsverträgen aus wirtschaftlicher Sicht geradezu ein Anreiz aus den

Verträgen auszutreten, wenn diese ökologische Wirkung zeigen. Folgendes Beispiel soll dies

verdeutlichen: Es werden Produktionseinbußen durch reduzierten Stickstoffeinsatz in den ersten

Jahren der Extensivierung durch die ‚N-Nachlieferungsfähigkeit’ des Standortes abgeschwächt

(z. B. Morard & Sanson 1995). Wenn dann die ‚N-Nachlieferungsfähigkeit’ nachlässt, besteht

aus rein ökonomischer Sicht Anlass, wieder intensiv zu wirtschaften und den Standort

‚aufzudüngen’. Es ist unschwer zu erkennen, dass dieses Verhalten konträr zur ökologischen

Effektivität steht. Auch hier muss das Eigeninteresse an der Vertragsverlängerung – das

Eigeninteresse an der ökologischen Effektivität – geweckt werden. Bei der ergebnisorientierten

Honorierung investiert der Landwirt selbst in das Ergebnis, also in die ökologische Wirkung, hat

demnach ein Interesse daran, Verträge zu verlängern, wenn und gerade weil sie Wirkung zeigen.

5. Maßnahmenorientierte Honorierung bietet wenig Anreiz zu kooperativem Handeln.

Gerade die Produktion von ökologischen Gütern bedarf in vielen Fällen kooperativen Handelns

mehrerer Landwirte. Bei der maßnahmenorientierten Honorierung ist das Verhalten der anderen

Landwirte für die einzelnen Wirtschaftsteilnehmer nicht relevant. Es besteht keine Veranlassung

durch gemeinsames Handeln die Effizienz zu erhöhen. Anders ist es bei der ergebnisorientierten

Honorierung. Ist das Ziel z. B. den Nährstoffeintrag in ein anliegendes Gewässer zu minimieren

und die Zahlung wird an den Nährstoffgehalt des Gewässers geknüpft, so dürfte es dem

Landwirt, der durch entsprechende Maßnahmen die Nährstoffimmission in das Gewässer senkt,

nicht egal sein, wenn sein Nachbar ungestört weiterhin direkt bis an das Gewässer heranfährt und

Dünger ausbringt und/oder keine Maßnahmen bzgl. der Bodenerosion unternimmt. 22 „Nimmt ein Betrieb in nicht nur geringfügigem Umfang an Extensivierungsprogrammen teil, so müssen diese früher oder später die Betriebsorganisation beeinflussen. Irgendwann werden Entscheidungen fällig, welche dauerhaft binden. Gerade diesen kann man sich bei der heutigen Kurzfrist-Förderung nicht konstruktiv stellen, man kann sie nur immer wieder aufschieben“ (Hampicke 1995: 116).

40 Kapitel 4

Wahrscheinlich wäre in solchem Fall, dass sich die Anrainer des Gewässers zusammenschließen

und so wirtschaften, dass der ökologische Erfolg eintritt und sie dafür honoriert werden (vgl.

Hampicke 1995, Frey & Blöchliger 1991). Hier wäre ein guter Ansatzpunkt für so genannte

Naturschutzgenossenschaften (vgl. z. B. Hagedorn (Ed.) 2002).

6. Maßnahmenorientierte Honorierung fördert die Eigenmotivation der Landwirte nicht –

intrinsische Motivationen werden nicht gefördert.

Die Zahlungen für Umweltleistungen werden von der Landwirtschaft zum überwiegenden Teil

aktuell im Sinne von Ausgleichszahlungen für Ertragsausfall angesehen. Das Verständnis der

Landwirte gegenüber dem Umweltschutz ist, dass Umweltschutz bzw. Naturschutz einer

Produktion entgegensteht. Dem Selbstverständnis nach sind Landwirte jedoch Produzenten. Eine

deutlichere Umorientierung hin zu einer Produktion von Umweltgütern könnte wesentlich zum

Abbau von Vorbehalten gegenüber dem Naturschutz beitragen und so Ausgangspunkt für

Effizienzsteigerung sein. Die für den Naturschutz erbrachten Leistungen würden als Produkte,

den so genannten NCO (non commodity outputs), von den Landwirten verstanden werden

können. Dieses Verständnis ist Voraussetzung für die Umsetzung des Konzeptes einer

multifunktionalen Landwirtschaft23. Erfahrungen mit ergebnisorientierter Honorierung in der

Schweiz bestätigen die positive Wirkung auf die Motivation: „Endlich wird auch mal ein

Resultat belohnt, der Öko-Ausgleich bekommt einen neuen Sinn, es gibt eine Wertschätzung“

(zitiert in Schiess-Bühler 2003: 86).

7. Maßnahmenorientierte Honorierung verteilt Informationsdefizite bzgl. der Ungewissheit

ökologischer Systeme einseitig zu Lasten der Gemeinschaft.

Aufgrund der Komplexität von ökologischen Systemen haftet gezielten Eingriffen in

ökologische Systeme in jedem Fall eine Unsicherheit an, ob die Eingriffe (Maßnahmen) auch

wirklich zielführend sind. Bei der maßnahmenorientierten Honorierung trägt die Gesellschaft

allein das Risiko, unter Umständen ihr Geld umsonst ausgegeben zu haben (ausführlich in Kap.

6.3.5.1, vgl. auch Baur 1998). Zu beachten ist unter dem Aspekt der Risikoverteilung

zweifelsohne, dass risikoaverse Landwirte ergebnisorientierte Verträge, die von unscharfen

Beobachtungen ausgehen und damit mit einem Einkommensrisiko verbunden sind, nicht

abschließen werden (Rapp 1998, Baur 2003). Die Gesellschaft als Nachfrager kann jedoch auch

23 vgl. FN 10


bei ergebnisorientierter Honorierung das Risiko durch modellierte ‚Ergebnisse’ übernehmen und

damit die Bereitschaft der Landwirte für Vertragsabschlüsse erhöhen (vgl. Kap. 6.3.5.1 und 8.1).

Unter dem Aspekt der Risikoverteilung sind ergebnisorientierte Verträge prinzipiell für die

Gesellschaft besonders dort interessant, wo der Staat aufgrund der Verfassung die

Teilnahmebedingungen durch Hoheitsgewalt ändern kann. „Die Rechtsordnung ist freier gestellt.

Sie kann die mangelnde Bereitschaft zur Preisgabe der Information mit staatlichem Zwang

überspielen. ... Mit seiner Hoheitsgewalt kann der Staat die Teilnahmebedingung überspielen“

(Engel 2001: 7). Derartige Hoheitsgewalt ist gerade im Verhältnis Landwirtschaft und

Naturschutz an den Stellen von Interesse, an denen dem Staat die Option freigestellt ist, das Ziel

durch Ordnungsrecht oder z. B. über Vertragsnaturschutz zu regeln. Für den gesamten Bereich

der Erschwernis- oder Härteausgleichszahlungen kann das Argument der Risikoverteilung

vorgebracht werden (vgl. Kap. 5.6).

4.2.2.3 Schlussfolgerungen

Unter idealen Bedingungen spricht alles für eine ergebnisorientierte Honorierung (vgl.

Abbildung 5). Diese Art der Honorierung kommt der idealtypischen Charakteristik

ökonomischer Instrumente am nächsten. Eine ergebnisorientierte Honorierung stellt jedoch hohe

Anforderungen an die Vertragsgestaltung, insbesondere an die Operationalisierung bzw.

Rationalisierung der Umweltziele bzw. ökologischen Güter. Daher werden Grenzen derartiger

Vertragsgestaltung relativ schnell erreicht (vgl. z. B. Moyle 1998). Diese Grenzen werden vor

allen Dingen durch die Eigenschaften ökologischer Systeme bestimmt. Die damit verbundenen

Schwierigkeiten, die in Kapitel 6.3.5 verdeutlich werden, veranlassen zu differenzierten

Betrachtungen bzgl. der Bewertung der ergebnis- und maßnahmenorientierten Honorierung

ökologischer Leistungen der Landwirtschaft. Vor diesem Hintergrund kann der Aussage von

Bohm & Russel (1985: 455) zur Instrumentenbewertung nur beigepflichtet werden: „No general

statements can be made about the relative desirability of alternative policy instruments once we

consider such practical complication as that location matters, that monitoring is costly, and that

exogenous change occurs in technology, regional economies, and natural environmental

systems.“

42 Kapitel 4

Abbildung 5: Potentieller Effizienzvorteil der ergebnisorientierten gegenüber der maßnahmenorientierten

Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft (Quelle: Matzdorf 2004)

Als Ergebnis der Betrachtungen zum Effektivitäts- und Effizienzpotential kann jedoch

Hampicke vollständig zugestimmt werden: „Zusammengefasst ist die Forderung nach leistungs-

anstatt kostenorientierter Abgeltung leichter erhoben als erfüllt, dennoch ist diese Forderung als

Leitbild voll zu unterstützen“ (Hampicke 1996: 85). Das Konzept sollte anhand der praktischen

Anwendung auf die Möglichkeiten und Grenzen geprüft werden. Dabei kann auf teilweise

jahrzehntelang gemachte Vorschläge aufgebaut werden (z. B. Knauer 1989) und erfolgreich

stattfindende Praxisbeispiele können genutzt werden (vgl. Kap. 4.2.3).

4.2.3 Aktuelle Ansätze einer ergebnisorientierten Honorierung

Die Forderung nach ergebnisorientierter Honorierung wurde seit mehr als zehn Jahren für

ökologische Leistungen der Landwirtschaft aufgestellt (vgl. z. B. Streit et al. 1989, Knauer 1992,

SRU 1996, 2002b, Hampicke 1996, Agra-Europe 2002). Die praktische Anwendung von

ergebnisorientierter Honorierung im Kontext der Förderung von Agrarumweltmaßnahmen ist

jedoch verhalten (vgl. Kap. 7.3.2.6). Im Folgenden werden aktuelle Beispiele für die praktische

Anwendung von ergebnisorientierter Honorierung kurz vorgestellt. Bei allen aktuell

angewendeten Ansätzen handelt es um eine Honorierung ökologischer Leistungen für die

Produktion biotischer Güter.

Höheres

Innovationspotential

Förderung des

Eigeninteresses

gegenüber der maßnahmenorientierten Honorierung

ökologischer Leistungen

Abbau von

Informationsasymmetrie

Förderung von

Kontinuität

Förderung kooperativen

Handelns

Verbesserung der

intrinsischen Motivation

Gesellschaftliche

Risikoverteilung


4.2.3.1 Schweizer Öko-Qualitätsverordnung (ÖQV)

In der Schweiz haben Zahlungen für eine umweltverträgliche Landwirtschaft seit vielen Jahren

eine im europäischen Vergleich besondere Bedeutung. 1996 wurde per Volksentscheid das Ziel

einer multifunktionalen, nachhaltigen Landwirtschaft in die Verfassung aufgenommen. Im

Bereich der ergebnisorientierten Honorierung hat die Schweiz, nicht zuletzt aufgrund der guten

Haushaltslage, verbunden mit der Möglichkeit, Lösungen unabhängig der ‚EU-

Agrarsubventionsmaschinerie’ zu entwickeln, eine Vorreiterrolle. In einigen Kantonen wurden

bereits Mitte der neunziger Jahre ergebnisorientierte Honorierungen entwickelt (vgl. Hartmann et

al. 2003). Dabei stand von Anfang an die Förderung artenreichen Grünlandes im Fokus. Seit dem

01.05.2001 unterstützt der Bund die Kantone im Rahmen Öko-Qualitätsverordnung (ÖQV)24

durch eine gezielte Förderung der natürlichen Artenvielfalt mit Finanzhilfen von 70-90 % für

zusätzliche Direktzahlungen.

Ergebnisorientiert honoriert werden die Qualität und die Vernetzung der im Rahmen des

Ökologischen Leistungsnachweis (ÖLN) verpflichtenden ökologischen Ausgleichsflächen. In

der Schweiz sind bereits seit mehreren Jahren alle Direktzahlungen (Flächenprämien) an

bestimmte ökologische Leistungen geknüpft, werden demnach cross compliance-Maßnahmen

angewendet (vgl. Kap. 7.1.4.3). Unter anderem müssen mindestens 7 % der landwirtschaftlichen

Nutzflächen als so genannte ökologische Ausgleichsflächen genutzt werden25 (Bundesamt für

Landwirtschaft 1998, vgl. auch Gujer 2003). Diese Ausgleichsflächen sind verpflichtend für die

Direktzahlungen, werden jedoch auch finanziell honoriert (Honorierung für die Quantität).

Die Evaluierung zur Qualität der Flächen erbrachte jedoch, dass diese überwiegend artenarm und

nicht genügend vernetzt sind und daher nach fast einem Jahrzehnt Ökoausgleich noch keine

allgemeine Zunahme der Artenvielfalt festzustellen ist (Gujer 2003, Spiess et al. 2002, vgl. auch

Bosshard 1999). Nur 7 % der als Ökoflächen angemeldeten Wiesen entsprechen extensiv

bewirtschafteten, artenreichen Wiesen. Im Mittel erfüllen nur 25 % aller Wiesen im

ökologischen Ausgleich die botanischen Minimalanforderungen betreffend ökologischer Qualität

(Dreier et al. 2002).

24 Die Verordnung über die regionale Förderung der Qualität und der Vernetzung von ökologischen Ausgleichsflächen in der Landwirtschaft, die Öko-Qualitätsverordnung (ÖQV), trat am 1. Mai 2001 in der Schweiz in Kraft. 25 3,5 % der landwirtschaftlichen Fläche bei Spezialkulturen

44 Kapitel 4

Vor diesem Hintergrund wurde 1998 das Ökoforum mit einer Machbarkeitsstudie beauftragt, die

dann in die Erarbeitung von Qualitäts- und Vernetzungskriterien mündete26. Diese Kriterien

bildeten die Grundlage für die Öko-Qualitätsverordnung (ÖQV), die seit 2001 angewendet wird.

Die technischen Ausführungsbestimmungen zum Anhang 1 der ÖQV sind ausführlich in

Oppermann und Gujer (Hrsg.) (2003: 186 ff.) dargestellt.

Folgende Grundideen stehen hinter der Öko-Qualitätsverordnung (Spiess 2003):

• regionale Zielformulierung,

• regionale Mitverantwortung bei der Finanzierung,

• Zielvorgaben an Stelle von Bewirtschaftungsauflagen,

• Freiwilligkeit der Beteiligung und

• Reversibilität der Maßnahmen.

Als Grundsatz soll der Bund Finanzhilfen an die Kantone für Beiträge an die Landwirte

gewähren für (i) Ökoflächen von besonderer biologischer und ökologischer Qualität und/oder (ii)

die ökologisch sinnvolle Vernetzung von Ökoflächen. Anrechenbar an Finanzhilfe sind dabei

maximal je 500 CHF (€ 333)/ha für biologische Qualität und Vernetzung sowie 20 CHF

(€ 13.30) je Hochstamm-Feldobstbaum und Jahr.

Die ergebnisorientierte Honorierung erfolgt aktuell für die biologische Qualität des Grünlandes

(Ökoflächen). In Abbildung A-1 im Anhang sind die Indikatoren (Arten bzw. ‚Sammelarten’)

und das Bewertungsschema für die Alpennordseite dargestellt.

4.2.3.2 Agrar-Umweltprogramm MEKA II in Baden-Württemberg

Im MEKA II-Programm werden die Landwirte für die Erhaltung und Entwicklung von

artenreichen Wiesen und Weiden honoriert. Als Indikatoren wurden Pflanzenarten definiert, die

den nachgefragten knappen Grünlandtyp widerspiegeln. Dazu wurde ein Katalog von 28 Arten

erstellt, von denen mindestens 4 Arten im Rahmen der Erhebung vorkommen müssen. Der

Kennartenkatalog ist speziell für Baden-Württemberg entwickelt worden und deckt alle

Naturräume von der Rheinebene bis in den Hochschwarzwald und vom Odenwald bis zum

Bodensee ab. Die Kennarten sind nach Standorten differenziert aufgeführt (trockene, frische,

26 Methodik zur Festlegung der Standards vgl. UNA 2001, zum Test der Kontrollierbarkeit vgl. LBL 2000, einen Überblick zur Genese Pearson 2003


feuchte und nasse Standorte sowie Silikatmagerweiden27). Die Erhebung ist standardisiert (vgl.

S. 121). Bei den Wiesenarten handelt es sich um leicht erkennbare, dikotyle Arten. Zusätzlich zu

einer Art Basisförderung für die Erhaltung des Grünlandes (je nach Viehbesatz und

Hangneigung 130 bis 290 €/ha) bekommt der Landwirt für das Vorhandensein von mindestens 4

Kennarten eine Prämie von 50 € /ha. Erste Erfahrungen zum MEKA II sind u.a. in Oppermann &

Briemle (2002) und in Oppermann & Gujer (Hrsg. 2003) veröffentlicht. In Kapitel 7.2.2.6 ist der

aktuelle Anwendungsumfang dargestellt.

4.2.3.3 Einzelprojekte in Zusammenarbeit von Wissenschaft und Praxis

Neben diesen zwei Beispielen für flächenrelevante Honorierung ökologischer Leistungen gab es

in den letzten Jahren verstärkte Bemühungen, derartige Ansätze in Zusammenarbeit von

Universitäten und Praxis zu entwickeln. Der Schwerpunkt liegt auch dabei auf der Honorierung

für artenreiches Grünland. So ist die Entwicklung eines regionalisierten und ergebnisorientierten

Honorierungskonzeptes für ökologische Leistungen der Landwirtschaft Ziel eines

interdisziplinären Forschungsprojektes an der Universität Göttingen. Als Projektregion wurde

der Landkreis Northeim in Südniedersachsen gewählt. Ziel ist es, am Beispiel dieser Region –

zusammen mit lokalen Akteurinnen und Akteuren – ein praxistaugliches ergebnisorientiertes

Honorierungssystem für ökologische Güter zu entwickeln, wobei die potentielle Übertragbarkeit

des Konzeptes auch auf andere Regionen ein wichtiger Aspekt der Arbeit ist (Bertke et al. 2003).

Dabei wird auch hier der Ansatz der Schweiz und von Baden-Württemberg aufgegriffen und die

Honorierung an bestimmte Arten bzw. ‚Sammelarten’ geknüpft (Bertke et al. 2002).

Ebenfalls im niedersächsischen Raum fand ein Forschungsprojekt zur Entwicklung und

Erprobung ergebnisorientierter Honorierung für Grünland statt. Dabei wurde im Projektgebiet

‚Fuhrberger Feld’ die Existenz bzw. Präsenz bestimmter Pflanzenarten als zu honorierendes

Ergebnis (ökologische Leistung) herangezogen. Grundlage dafür war ein Katalog von

Pflanzenarten feuchter sowie trockener bis frischer Standorte. Die Honorierung erfolgte

gestaffelt je nach Anzahl der vorgefundenen Arten in Form eines Erfolgshonorars. Daneben

wurde ein Sockelbetrag für besondere Aufwendungen (Erfassung der Kennarten, Fragebogen

etc.) gezahlt (Brahms 2003).

27 Katalog unter http://www.landwirtschaft-mlr.baden-wuerttemberg.de/mlr/Fachinfo/Ref_65/uebersicht.htm

46 Kapitel 4

Die Landesverwaltung von Nordrhein-Westfalen versucht in Zusammenarbeit mit der

Universität Bonn, die Möglichkeit der ergebnisorientierten Honorierung im Rahmen ihres

Agrarumweltprogramms umzusetzen. Seit August 2001 untersuchen das Institut für Agrarpolitik,

Marktforschung und Wirtschaftssoziologie, Abteilung Ressourcen- und Umweltökonomik sowie

das Institut für Landwirtschaftliche Botanik, Abteilung Geobotanik und Naturschutz der

Universität Bonn gemeinsam notwendige Rahmenbedingungen für eine erfolgreiche Aufnahme

ergebnisorientierter Honorierungskomponenten in den nordrhein-westfälischen

Vertragsnaturschutz. Im Mittelpunkt der Untersuchung steht exemplarisch das über

Vertragsnaturschutz geförderte landwirtschaftlich nutzbare Grünland (vgl. zum Stand Henselt et

al. 2003).

Dem für das Grünland erfolgreich erprobten Ansatz folgend, schlagen Braband et al. (2003) auch

im Bereich des Ackerbaus bei entsprechender Zielstellung vor, nicht allein die

Extensivierungsmaßnahmen zu honorieren, sondern auch das Vorkommen bestimmter, aus

Naturschutzsicht, wertvoller Pflanzenarten. Die Autoren erarbeiteten dazu eine Liste möglicher

Pflanzenarten. Im Bereich Acker dürfte allerdings weitaus mehr als im Grünland das Problem

bestehen, dass bei einer tatsächlichen Knüpfung der Honorierung an das Vorkommen bestimmter

Pflanzenarten, diese bewusst durch die Landwirte ausgesät werden, die Indikatoren also nicht

problemkompatibel sind (vgl. Kap. 6.3.4.2).

4.2.3.4 Zusammenfassung und Schlussfolgerungen für diese Arbeit

Die Praxisbeispiele aus den letzten Jahren zeigen, dass eine Anwendung ergebnisorientierter

Honorierung selbst im größeren Rahmen (vgl. ÖQV und MEKA II) und eingebettet in die

Europäische Agrarförderung (MEKA II) prinzipiell möglich ist. Das Vorgehen bisher ist in

großen Teilen identisch. Die ergebnisorientierte Honorierung wird auf eine Grundförderung für

Grünlanderhalt und Pflege (MEKA II über Agrarumweltmaßnahmen, ÖQV über

Direktzahlungen und ökologische Ausgleichszahlung) als top-up für eine bestimmte Qualität des

Grünlandes aufgesattelt (vgl. Abbildung 6). Die übrigen aktuell diskutierten Beispiele (vgl. Kap.

4.2.3.3) greifen ebenfalls diesen Ansatz auf.


Abbildung 6: Ergebnisorientierte Honorierung im Rahmen des baden-württembergischen MEKA II und der

Schweizer ÖQV

Die bisherigen praktischen Erfahrungen mit dem ergebnisorientierten Honorierungsansatz sind

positiv und zwar vor allen Dingen bzgl. der Verbesserung des Verständnisses der Landwirte und

der Gesellschaft für die ‚Problematik’ ökologischer Güter (Oppermann & Gujer (Hrsg.) 2003).

Bisher findet eine ergebnisorientierte Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft

lediglich im Bereich des Arten- und Biotopschutzes Anwendung. Dabei wird die Honorierung an

Pflanzenarten geknüpft. Der Anwendungsbereich erstreckt sich dabei auf, aus Naturschutzsicht,

wertvolles Grünland. Darüber hinaus werden Vorschläge gemacht, die Erfahrungen für den

Grünlandbereich auch auf Ackerstandorte anzuwenden. Fischer et al. (2003: 392) gehen soweit,

den Anwendungsbereich der ergebnisorientierten Honorierung lediglich im biotischen Bereich

zu sehen: „Grundsätzlich können ökologische Güter im Bereich sowohl des biotischen als auch

abiotischen Ressourcenschutzes erzeugt werden. Jedoch erfüllt nur die pflanzliche Artenvielfalt

die notwendigen Voraussetzungen für ergebnisorientiert definierte ökologische Güter, da sie

ordnungsrechtlich nicht fixiert ist, sich den einzelnen landwirtschaftlichen Betrieben zuordnen

lässt und ein transparentes Ergebnis ökologischer Leistungen darstellt.“

Dieser Einschränkung bzgl. des Einsatzgebietes der ergebnisorientierten Honorierung muss

jedoch nicht gefolgt werden, wenn man, wie innerhalb dieser Arbeit, ergebnisorientierte

Honorierung nicht darüber definiert, dass die Zahlung an konkrete Umweltzustände geknüpft ist

(vgl. Zustands-Indikatoren Abbildung 18), sondern dass dem Landwirt genügend

ÖQV

Grundförderung

Maßnahmenorientierte Agrarumweltmaßnahmen (Grünlandextensivierung)

Ergebnisorientierte

Honorierung

Cross compliance Regelungen für

Direktzahlungen

MEKA II

Förderung von artenreichem Grünland

Vorkommen bestimmter

‚Grünlandarten’

Vorkommen bestimmter

‚Grünlandarten’

48 Kapitel 4

Handlungsalternativen bleiben, das nachgefragte ökologische Gut zu produzieren. Damit

gewinnen quantifizierbare Immissionen oder z. B. auch Bodenabtrag neben den Zustands-

Indikatoren an Bedeutung für die ergebnisorientierte Honorierung. Zieht man zudem modellierte

Indikatoren mit in die Betrachtung ein (Ausweg aus der Unsicherheit, vgl. Kap. 6.3.5.1),

vergrößert sich der mögliche Einsatzbereich für ergebnisorientierte Honorierung und wird auch

für den abiotischen Ressourcenbereich relevant (vgl. Beispiel in Kap. 8.1). Dem Argument, dass

die Eigentumsrechte im Bereich des abiotischen Ressourcenschutzes klar zu Gunsten der

Gesellschaft verteilt sind, kann ebenfalls nicht so eindeutig gefolgt werden, wie in Fischer et al.

(2003) dargestellt.

Eigentumsrechte als Voraussetzung für die Honorierung ökologischer Leistungen 49

5 Eigentumsrechte als Voraussetzung für die Honorierung ökologischer Leistungen

5.1 Definition und Aufgabe von Eigentumsrechten

Ökonomische Eigentumsrechte (property rights) regeln die Beziehungen zwischen den Menschen

bezüglich knapper Ressourcen (Alchian & Demsetz 1973: 17). Die Ökonomie bezieht sich nach

der Theorie der property rights auf die Eigentumsrechte an knappen Gütern und nicht auf die

Güter im eigentlichen Sinne (Lerch 1996: 64). Den Blick auf die spezifischen ökonomischen

Eigentumsrechte zu lenken und damit in ein Grenzgebiet zwischen Ökonomie, Recht und

Philosophie vorzustoßen, hat das Verständnis des ökonomischen Geschehens außerordentlich

erweitert (Coase 1960, Richter & Furubotn 1996, Hampicke 2000b).

‚Eigentumsrechte’ oder ‚Verfügungsrechte’ sind durch ökonomische Institutionen (Regeln)

definiert, die den Rahmen für Märkte bilden. Sie sind die Basis für Produktion, Tausch und

Verteilung. Mit Eigentum an einer Sache ist das „Bündel an Rechten“ gemeint, welches festlegt,

was mit dem Eigentum alles gemacht werden kann; das Ausmaß, inwieweit sich eine bestimmte

Sache überhaupt besitzen, gebrauchen, abändern, übertragen oder vor dem Zugriff Dritter

bewahren lässt (Kobler 2000: 22). „When one has a right in something it means that the benefit

stream arising form that situation is explicitly protected by some authority system. The authority

system gives and takes away rights by its willingness – or unwillingness – to agree to protect

one´s claims in something. To have a property right, therefore, is to have secure control over a

future benefit stream. And it is to know that the authority system will come to your defence

when that control is threatened“ (Bromley 1997b: 3).

Die formalen Kontroll- und Ertragsrechte an einer Sache definieren das ökonomische Eigentum

an eben dieser Sache. Sie bilden den Spielraum, innerhalb dessen der Eigentümer einer Sache

frei über deren Gebrauch entscheiden kann. Verleiht die Gesellschaft etwa dem Landwirt

uneingeschränkte Macht über seinen Boden, so kann er darüber nach Belieben verfügen. Er

besitzt das Dominium (von lat. dominus = Herr bzw. lat. dominare = herrschen). Der Landwirt

kann nicht daran gehindert werden, den Boden so zu nutzen, dass dieser z. B. seine

Bodenfurchtbarkeit verliert (Hampicke 2000a: 43).

Das Eigentum kann jedoch auch dahingehend eingeschränkt sein, dass der Landwirt den Boden

nutzen darf, jedoch der Nachwelt weitergeben muss, also diesen nicht zerstören darf. Der

Landwirt besitzt dann das Patrimonium (Erbgut, Erbvermögen, von lat. pater = Vater), er darf

den Boden nutzen (usus), die Erträge aus der Nutzung des Bodens einbehalten (usus fructus) und

den Boden jemand anderem überlassen oder übertragen, nicht jedoch den Boden zerstören

(abusus) (vgl. Furubotn & Pejovich 1974: 4, Lerch 1996: 16 f., Hampicke 2000a).

50 Kapitel 5

Abbildung 7 stellt die beschriebenen Beziehungen verschiedener Systematisierungen von

Eigentumsrechten dar.

Abbildung 7: Systematisierung verschiedener Eigentumsrechte und deren Beziehung zueinander

Eigentumsrechte können eindeutig und von allen akzeptiert, vage, strittig oder gar nicht definiert

sein, sie können formal-juristisch definiert sein (de jure Eigentumsrechte) aber auch auf Sitten,

Konventionen und Gebräuchen beruhen (de facto Eigentumsrechte) (vgl. Hampicke 2000b: 7).

Es kann auch der Fall auftreten, dass de jure Eigentumsrechte nicht durchgesetzt werden, sie also

de facto nicht gelten. Der individuelle Nutzen der Eigentumsrechte hängt nicht von ihrer de jure

Existenz ab, sondern davon, ob sie de facto gelten (Kobler 2000: 55).

Das Eigentum an einer Sache ist die ‚Summe’ der damit in Verbindung stehenden absoluten und

relativen Eigentumsrechte28 (Kobler 2000: 24). Unter absoluten Eigentumsrechten werden jene

Rechte verstanden, die von jedermann zu beachten sind. Sie werden durch den allgemeinen

institutionellen Rahmen definiert. „Das Schaffen von Institutionen des Eigentums- und

28 Die Bezeichnung ‚absolute’ und ‚relative’ Eigentumsrechte für Eigentums- und Vertragsrechte („property rigthts“ und „contract rights“) stammt von Richter & Furubotn (1996).

Kontrollrechte

Ertragsrechte

abusus

Überlassung/

Übertragung

usus fructus

usus


Vertragsrechts ist nichts anderes als das Abschließen eines Vertrages, an den alle Mitglieder

eines Staates gebunden sind“ (ebd.: 51).

Relative Eigentumsrechte entstehen, wenn eine institutionelle Vereinbarung über die Transaktion

von absoluten Eigentumsrechten abgeschlossen wird. Sie gelten nur für die in das

Vertragsverhältnis involvierten Parteien. Relative Eigentumsrechte sind die rechtskräftigen, das

heißt durch den Staat gesicherten, vertraglichen Abmachungen (Richter & Furubotn 1996: 87

ff.). Relative Eigentumsrechte verhindern ex post opportunistisches Verhalten in einer

Vertragsbeziehung und erlauben somit beidseitig vorteilhafte Tauschhandlungen, die sonst nicht

stattfinden würden (Kobler 2000: 85). Die Honorierung ökologischer Leistungen über Verträge

stellt ein Beispiel für eine Vertragsbeziehung auf der Grundlage von relativen Eigentumsrechten

dar.

Die Schaffung und Durchsetzung von Eigentumsrechten erweist sich für ökologische Güter als

der entscheidende Schritt, diese in wirtschaftliche Entscheidungen zu integrieren. Effiziente

Eigentumsrechte sorgen für eine möglichst effiziente Ressourcenallokation (Kobler 2000: 64).

Dies bedeutet jedoch in gleicher Weise, dass sich die Notwendigkeit zur Schaffung oder

Änderung von Eigentumsrechten in dem Moment stellt, wenn der Markt nicht in der Lage ist,

eine effiziente Allokation zu organisieren, es also zum Marktversagen kommt. Die liberale

ökonomische Theorie, die privaten Eigentumsrechten in der Tradition Lockes einen

grundlegenden Stellenwert einräumt, fordert Begründung für Schaffung von Eigentumsrechten

(verstanden als Entzug von de facto Eigentumsrechten und Schaffung von de jure

Eigentumsrechten) und Änderung von Eigentumsrechten (verstanden als Entzug von de jure

Eigentum) (vgl. Kap. 5.5). Marktversagen stellt diese Begründung dar.

Die Bedeutung von Eigentumsrechten als ökonomische Institutionen liegt darin, notwendige

Regeln für wirtschaftliche Entwicklung zu schaffen. Bezogen auf das Leitbild der Nachhaltigen

Entwicklung kann geschlussfolgert werden, dass Nachhaltige Entwicklung die Schaffung und

Durchsetzung von Eigentumsrechten an knappen Gütern bedeutet und dadurch eine effiziente

Allokation und gerechten Distribution dieser Güter unter Berücksichtigung zukünftiger

Generationen gewährleistet wird (vgl. in diesem Sinne Lerch 1999: 402). Gemäß der klassischen

Staatslehre nach Montesquieu ist die Legislative für die Schaffung von Eigentumsrechten

verantwortlich. Aber auch die Judikative schafft Eigentumsrechte: Neben der Interpretation der

52 Kapitel 5

Gesetze durch Gerichte (z. B. in Deutschland) haben in Ländern mit einer Gewohnheitsrechts-

tradition bestimmte Gerichtsurteile Gesetzescharakter (Kobler 2000: 54)29.

Abbildung 8 soll die zentrale Stellung der Eigentumsrechte für die Nachhaltige Entwicklung

verdeutlichen. Dabei wird das Grundmodell der Theorie des institutionellen Wandels nach North

1990) aufgegriffen. „Die Menschen bilden Organisationen im Rahmen der von den Institutionen

eröffneten Wahlmöglichkeiten, um diese Möglichkeiten besser zu nutzen. Organisationen

wiederum wirken über direkte oder indirekte Einflussnahme auf die (formalen bzw. informellen)

Institutionen zurück, um ihre Handlungsmöglichkeiten durch Veränderung der Institutionen zu

erweitern. Dieses Modell erklärt Institutionen- und Organisationen-Wandel als wechselseitigen

Prozess, der darüber hinaus pfadabhängig ist. Eine wichtige Rolle spielen dabei Lernvorgänge

der Beteiligten, die in ihrer Richtung durch die Wahlmöglichkeiten, die das institutionelle

Gefüge jeweils eröffnet, beeinflusst werden“ (Bahner 1996: 49).

29 „Es ist Aufgabe des Staates, diese Konzeption der Umweltgüter als ‚freie Güter’ – jedenfalls partiell – zu beseitigen, indem er den Zugriff auf sie rechtlich ordnet ... . Umweltrecht wird unter diesen Umständen insoweit zu einem Zuteilungsrecht. ... Die dem Staat hier erwachsende Zuständigkeit zur Verrechtlichung und ‚Zuteilung’ von Umweltgütern, seine Kompetenzen zur Überbürdung von Finanzierungslasten und ggf. zur Marktermöglichung und -organisation im Umweltschutzbereich zeigen, dass gewisse Ähnlichkeiten mit der Stellung des Staates im Bereich der Wirtschaftsintervention vorhanden sind. ... Dennoch sind die wesentlichen Ähnlichkeiten nur begrenzt. Findet der Staat im Bereich der Wirtschaftsintervention einen Markt bzw. einen Kreislauf ökonomischer Güter vor, so steht der Staat im Umweltschutzbereich vor dem Problem, ökonomisch relevante ‚Güter’ erst schaffen und sie marktfähig machen bzw. in Marktmechanismen einordnen zu müssen“ (Kloepfer 1979: 142).


Abbildung 8: Stellung der Eigentumsrechte als ökonomische Institutionen im Prozess der Nachhaltigen

Entwicklung (Quelle: in Anlehnung an Kobler 2000)

5.2 Ökologische Güter als Ansatzstelle der Eigentumsrechte an individuellen und

ökosystemaren Fähigkeiten

Die Frage der Eigentumsrechte soll im Folgenden genauer für den Bereich der ökologischen

Güter diskutiert werden. Es wird die spezielle Problematik ökologischer Güter erläutert und

darauf aufbauend gezeigt, dass es bei der Verteilung von Eigentumsrechten an ökologischen

Gütern um die Verteilung der Eigentumsrechte an ökosystemaren Fähigkeiten geht, diese Güter

zu produzieren.

Die Produktion von ökologischen Gütern baut auf zwei verschiedene Fähigkeiten auf,

individuellen (menschlichen) und ökosystemaren Fähigkeiten.

Der Einsatz von individuellen Fähigkeiten begründet Privateigentum. Jedes Individuum hat ein

uneingeschränktes Verfügungsrecht über sich selbst, den eigenen Körper, die eigenen

Fähigkeiten, die eigene Arbeitskraft. Dies ist grundlegender Gedanke einer liberalen

Eigentumstheorie und Grundgedanke unserer Verfassung. Diese Prämisse kann als self-

Politische

Akteure

Ökonomische

Akteure

Politische

Institutionen

Staat Märkte und

Unternehmen

Nachhaltige

Entwicklung

Property Rights

54 Kapitel 5

ownership bezeichnet werden (Cohen 1986). Es liegt im Ausgangszustand also ein Patrimonium

über die eigenen individuellen Fähigkeiten vor. Patrimonium und nicht Dominium liegt vor, da

es Regeln gibt, die den Menschen entgegen seinem Willen ‚vor sich selbst’ schützen können

(vgl. z. B. Eidenmüller 1995).

Weikard (1995) verdeutlicht Grenzen dieses Eigentums am Beispiel der guten Schwimmerin

Franziska, die bei einem Spaziergang zufällig auf einen Ertrinkenden trifft. Wird von ihr

verlangt, Hilfe zu leisten, so wird über ihre Arbeitskraft, ihre Fähigkeit als gute Schwimmerin,

verfügt. Aus ihrer Sicht ist die Rettungsaktion Zwangsarbeit (in Lerch 1999: 407). Die

Gesellschaft muss (und kann dies nach unserem Recht auch) self-ownership zugunsten eines

Prinzips gegenseitiger Unterstützung einschränken können. Damit ist jedoch nicht die self-

ownership-These abzulehnen30. Der Zugang zur individuellen Fähigkeit ist selbstbestimmt

geregelt, dadurch wird eine Schädigung dieser Fähigkeit (etwa durch Sklaverei oder

Zwangsarbeit) ausgeschlossen. „Unter Ansehung der self-ownership-These ist die Gesellschaft

nicht berechtigt, das Individuum zur Nutzung einer bestimmten Fähigkeit zu zwingen“ (Lerch

1999: 412).

Es handelt sich dabei nicht um ein unantastbares Recht. Die Gesellschaft steht jedoch in der

Begründungspflicht bei der Änderung dieses Eigentumsrechtes. Die Gesellschaft muss Regeln

aufstellen, wenn sie den Zugang zu den individuellen Fähigkeiten anders als über die dezentrale

Steuerung ‚Markt’ organisieren will. Die Sozialpflichtigkeit, wie im Beispiel die Pflicht zur

Hilfeleistung, kann sinnvoll, sollte jedoch Ausnahme sein.

Der Einsatz individueller Fähigkeiten zur Produktion kulturbestimmter ökologischer Güter führt

ohne spezielle Regel zu Privateigentum an diesem Gut, das der Leistungserbringerin bei

entsprechender Nachfrage abgekauft werden muss. Der Markt ist die Organisationsform, die den

Zugang zu individuellen Fähigkeiten dezentral über Anreize regelt.

Das Problem, aus dem die Verknappung von kulturbestimmten ökologischen Gütern herrührt, ist

nicht das von fehlenden Eigentumsrechten bzgl. individueller Fähigkeiten bzw. an den

ökologischen Gütern, sondern das der fehlenden Durchsetzung. Der Landwirt kann seine

30 „Ohne dieses Axiom fällt es nämlich schwer, bestimmte Grundrechte zu begründen und die fremde Verfügung über ein Individuum überzeugend zurückzuweisen. Die Self-ownership-These ist ja vor allem auch deshalb intuitiv so einleuchtend, weil sie ein überzeugendes Argument nicht nur gegen Sklaverei und Zwangsarbeit, sondern auch gegen andere Formen des Missbrauchs von Menschen liefert“ (Lerch 1999: 412).


Ertragsrechte (usus fructus), die mit dem Einsatz seiner Fähigkeit in Verbindung stehen,

aufgrund des ungeregelten Zugangs zu den ökologischen Gütern nicht durchsetzen.

Es geht bei knappen kulturbestimmten ökologischen Gütern also primär um die Durchsetzung

der Ertragsrechte. Diese Ertragsrechte beeinflussen die rationale Entscheidung des Eigentümers

bzgl. des zielgerichteten Einsatzes seiner Fähigkeit. Die individuellen Fähigkeiten werden durch

ökonomische Anreize idealer Weise entsprechend der Nachfrage eingesetzt.

Eine vollkommen andere Situation zeigt sich bei ökosystemaren Fähigkeiten. Die ökosystemaren

Fähigkeiten ökologische Güter zu produzieren, können im Ausgangszustand von allen Menschen

genutzt werden. Im Ausgangszustand liegt hier also ein open access vor, der Zugang zu den

ökosystemaren Fähigkeiten ist nicht geregelt. Von daher kann es hier im Gegensatz zu

individuellen Fähigkeiten ohne spezielle Regelungen prinzipiell zur Schädigung bzw. zur

Zerstörung der ökosystemaren Fähigkeiten kommen.

Eigentumsrechte an ökologischen Gütern müssen daher zwei wesentliche Aspekte beachten.

Eigentumsrechte müssen den Zugang zu den ökologischen Gütern und den Zugang zu den

ökosystemaren Fähigkeiten regeln. Es muss wie beim Einsatz individueller Fähigkeiten gelingen,

über die Eigentumsrechte an ökologischen Gütern eine Sicherung der ökologischen Fähigkeiten

zu gewährleisten. Die selbst erhaltende Vernunft des Individuums, im Hinblick auf den Einsatz

der individuellen Fähigkeit, muss bei ökosystemaren Fähigkeiten durch die Gesellschaft

‚vernünftig’ geregelt werden.

Ökosystemare Fähigkeiten sind zu erhalten, da es eine Illusion sein dürfte, dass derartig

komplexe Prozesse31 substituierbar sind (vgl. z. B. Goodland & Daly 1995)32. Komplexität führt

in großem Maße zur Ungewissheit bei Aussagen zur Substituierbarkeit. Wenn für den Erhalt von

ökosystemaren Fähigkeiten plädiert wird, so hat dies nichts mit „der Logik des Marienkultes“33

31 Komplexität liegt bei der Existenz vieler voneinander abhängiger Merkmale in einem Ausschnitt der Realität vor. (vgl. Dörner (1997); weiterführend vgl. Kap. 6.3.5.1). 32 „Ein gewichtiges Argument gegen die Substituierbarkeit von Naturkapital bezieht sich auf die Multifunktionalität vieler ökologischer Systeme. Es müsste ja für jede einzelne ökologische Funktion ein artifizielles Substitut angegeben werden. Man verdeutliche sich dieses Problem am Beispiel eines Waldes oder eines aquatischen Ökosystems. Daher wird man den konkreten Nachweis der Substituierbarkeit aller Funktionen im Einzelfall fordern dürfen. Die Substitute müssen nachweislich vorhanden und nicht nur denkmöglich sein bzw. in den Fluchtlinien technologischer Hoffnungen liegen. Sie sollten auch nicht mit neuen Risiken behaftet sein, die das zu Substituierende nicht aufweist. Darüber hinaus müssen sie funktional wirklich gleichwertig sein“ (Ott 2002: 12). 33 Radkau (1994: 12) merkte kritisch zum Wert der unberührten Natur an: „Aber wozu auch dieser Kult der Unberührtheit? Diese Prämisse, dass die unberührte Natur die wahre Natur sei, fußt eher auf der Logik des Marienkults als auf der der Wissenschaft.“

56 Kapitel 5

zu tun. Vielmehr geht es hierbei um moralisch rationalen Umgang mit Ungewissheit (vgl. dazu

Kap. 6.3.5.1 und 6.3.5.2).

Dabei kann das false-negative/false-positive-Kriterium zum Einsatz kommen (Cranor 199534).

Mit Hilfe dieses Kriteriums kann sich vor Augen geführt werden, welcher von zwei möglichen

Irrtümern moralisch akzeptabler ist. Es sollte die Option gewählt werden, durch die sich das

moralisch akzeptabelste Ergebnis einstellt, wenn man sich in der empirischen Dimension irrt.

Gorke & Ott (2003) kommen bzgl. vieler Naturgüter zu dem Ergebnis, dass die moralischen

Schäden eines false-positive-Ergebnisses höher sind als die, eines false-negative-Ergebnisses.

Bei letzterem wird durch Naturschutz auch Naturkapital geschützt, das nicht zum ‚kritischen’,

d. h. zum absolut unverzichtbaren Naturkapital gezählt wird, während ein irreversibles false-

positive-Ergebnis den zukünftigen gesellschaftlichen „Stoffwechsel“35 mit der Natur stark

beeinträchtigen könnte. Vereinfacht kann geschlussfolgert werden: Es sollte im Zweifelsfall

lieber zu viel als zu wenig Naturkapital geschützt werden (Ott 2002). Gorke & Ott (2003) weisen

aber auch darauf hin, dass nicht dogmatisch bei allen Gütern von dem gleichen Risiko

ausgegangen werden kann. Vielmehr wird für einen gemäßigten Tutorismus36 plädiert (ebd.).

Die Anwendung dieses Kriteriums beruht auf einer moralischen Intuition. Es handelt sich um ein

Kriterium der sittlichen Vernunft oder auch moralischer Rationalität (vgl. Gorke & Ott 2003).

Es besteht breiter Konsens darin (im Sinne moralischer Rationalität), dass Ungewissheiten in

Verbindung mit Begründungslastregeln in praxi auf die Kernforderung starker Nachhaltigkeit

hinauslaufen müssten (Ott 2002). Betrachtet man allerdings die Diskrepanz zwischen

politischem Anspruch und praktischer Verwirklichung der Nachhaltigen Entwicklung, dann wird

deutlich, dass kollektives Handeln unter Unsicherheit mit besonderen Problemen verbunden ist

(vgl. in diesem Sinne zur vorsorgenden Umweltpolitik Schuldt 1997). „Aber wenn wir

Menschen bleiben wollen, dann gibt es nur einen Weg, den Weg in die offene Gesellschaft37.

Wir müssen ins Unbekannte, ins Ungewisse, ins Unsichere weiterschreiten und die Vernunft, die

34 vgl. das ‚false-negative/false-positive’-Kriterium in Cranor (1995) 35 Karl Marx nannte die menschliche Arbeit einen „Prozess, worin der Mensch seinen Stoffwechsel mit der Natur durch seine eigene Tat vermittelt, regelt und kontrolliert“ (Marx 1970: 192) 36 Der Begriff ‚Tutorismus’ stammt aus der katholischen Sündenlehre und besagt, dass man im Zweifelsfall ‚auf der sicheren Seite’ bleiben sollte. Der Tutorismus fordert u.a. einen (bedingten) Vorrang der schlechten Prognosen vor den guten (Gorke & Ott 2003). 37 „Die Gesellschaftsordnung aber, in der sich Individuen persönlichen Entscheidungen gegenübersehen, nennen wir die Offene Gesellschaft” (Popper 1970: 333).


uns gegeben ist, verwenden, um, so gut wir es eben können, für beides zu planen: nicht nur für

Sicherheit, sondern zugleich auch für Freiheit“ (Popper 1970: 268).

In dieser Arbeit wird vom Ansatz her dem Konzept der starken Nachhaltigkeit gefolgt38. Das

Konzept der starken unterscheidet sich von dem der schwachen Nachhaltigkeit im Wesentlichen

dadurch, dass das Naturkapital und vor allen Dingen die natürlichen Prozesse prinzipiell nicht als

durch menschliches Handeln substituierbar angesehen werden39. Im Konzept der starken

Nachhaltigkeit soll Naturkapital über die Zeit hinweg konstant gehalten werden (constant

natural capital rule). Im Gegensatz dazu kann im Konzept schwacher Nachhaltigkeit Natur-

durch Sachkapital prinzipiell unbegrenzt substituiert werden. In diesem Konzept kommt es nur

darauf an, dass der Durchschnittsnutzen dauerhaft erhalten wird (non declining utility rule). „Es

wäre dann in der Konsequenz auch eine weitgehend artifizielle Welt mit Grundsätzen

intergenerationeller Gerechtigkeit vereinbar, d. h. es wäre nicht prinzipiell unfair, eine Welt ohne

Natur zu hinterlassen“ (Ott 2002).

Substitution von Umweltstrukturen und selbst von Umweltprozessen kann jeoch nicht

vollkommen ignoriert werden. Substitution ist Realität und ermöglicht Freiheit menschlichen

Handelns im Popper’schen Sinne (s. o.). „Auch Umweltgüter und natürliche Ressourcen müssen

sich einem Kosten-Nutzen-Vergleich unterziehen. Ökologie und Ökonomie sind in ein

Knappheitsproblem eingebunden, das zum Wohle der Menschen gelöst werden muss. ...

Nutzenabwägung und die damit implizierten Bewertungen der verschiedenen Güterkategorien

sind in gewissem Maße unumgänglich“ (Cansier 1997: 50). Die Risikoaversion im Sinne des

oben beschriebenen false-negative/false-positive-Kriteriums wird derart verstanden, dass der

Wert der Sicherheit bejaht wird und im Grundsatz eine Risikominimierung gilt, nicht jedoch eine

völlige Risikovermeidung gelten kann (vgl. Gorke & Ott 2003). Die „Strategie des minimalen

Eingreifens“ (vgl. dazu auch Roweck 1995) spiegelt diesen Gedanken wider.

Das neue Bundesnaturschutzgesetz greift ebenfalls den Gedanken der Erhaltung der

ökosystemaren Fähigkeiten in diesem Sinne auf. Sowohl bei den Zielen (§ 1 BNatSchG) als auch

38 Beide Konzepte bauen auf dem Ansatz (Definition) der Nachhaltigkeit der WCED-Komission auf: „Sustainable Development is development that meets the needs of the present without compromising the ability of future generations to meet their own needs” (WCED 1987). Zum Konzept der starken und schwachen Nachhaltigkeit u. a. Dobson 2000, Atkinson et al. 1997, Neumayer 1999, Ott 2001b. 39 Das Verhältnis von künstlichem und natürlichem Kapital wird als Komplementaritätsbeziehung gedeutet (vgl. Daly 1999). Eine solche Beziehung liegt immer dann vor, wenn man zur Schaffung von Gütern oder Nutzen auf zwei Relate A und B angewiesen ist und der Gesamtnutzen nicht durch eine einseitige Steigerung von A auf Kosten von B oder umgekehrt erhöht werden kann (vgl. Ott 2002: 11).

58 Kapitel 5

bei den Grundsätzen (§ 2 BNatSchG) wird wiederholt auf die Erhaltung der Leistungs- und

Funktionsfähigkeit des Naturhaushaltes40 hingewiesen. Dabei wird dem Ansatz der

Risikovermeidung gefolgt. In § 4 BNatSchG heißt es für die Beachtung der Ziele und

Grundsätze des Naturschutzes: Jeder soll nach seinen Möglichkeiten zur Verwirklichung der

Ziele und Grundsätze des Naturschutzes und der Landschaftspflege beitragen und sich so

verhalten, dass Natur und Landschaft nicht mehr als nach den Umständen unvermeidbar

beeinträchtigt werden. Dass Minimierungsstrategien noch keine Handlungskonzepte darstellen,

wird Kapitel 6.2 zeigen.

Wird dem Konzept der starken Nachhaltigkeit gefolgt, bedeutet dies als Prämisse, dass

Eigentumsrechte an ökosystemaren Fähigkeiten im Sinne des Patrimoniums verteilt werden

(dabei jedoch nicht de facto Substitutionsmöglichkeiten ausgeblendet werden). Die

Eigentumsrechte an den ökosystemaren Fähigkeiten begründen Privat- oder Gemeineigentum an

ökologischen Gütern. Eigentumsrechte an ökosystemaren Fähigkeiten können mit Hilfe von

ökologischen Gütern durchgesetzt werden.

Zusammenfassend kann festgestellt werden, dass es bei knappen öffentlichen ökologischen

Gütern zur Schaffung und Durchsetzung von Verfügungsrechten in Form des Patrimoniums an

ökosystemaren Fähigkeiten und zur Durchsetzung von Ertragsrechten an individuellen

Fähigkeiten kommen muss. Ökologische Güter sind die ‚Ansatzstelle’ für die Eigentumsrechte –

geschaffen und durchgesetzt werden damit die Eigentumsrechte an den Fähigkeiten zur

Produktion der ökologischen Güter (Abbildung 9). Wenn im Folgenden von Eigentumsrechten

an ökologischen Gütern gesprochen wird, ist dies stets zu berücksichtigen.

Abbildung 9: Ökologische Güter als Ansatzstelle für die Eigentumsrechte an individuellen und

ökosystemaren Fähigkeiten

40 Naturhaushalt im Sinne des BNatSchG § 10 Abs. 1 S. 1: seine Bestandteile Boden, Wasser, Luft, Klima, Tiere und Pflanzen sowie das Wirkungsgefüge zwischen ihnen.

individuelle/

ökosystemare

Fähigkeiten

ökologische

Güter

Eigentumsrechte


Deutlich wird im Zusammenhang mit der Schaffung und Verteilung der Eigentumsrechte die

herausragende Stellung von ökologischen Gütern. Denn tatsächlich wird bei diesem Ansatz

immer nur der Zugang zu den ökosystemaren Fähigkeiten geregelt, die nachgefragte ökologische

Güter erbringen, deren Nutzen also aus heutiger Sicht erkannt ist, ihnen also mindestens ein

Optionswert zuerkannt wird (vgl. Kap. 6.2.2). Die Problematik der Nachhaltigkeit ist auf der

Ebene der Bewertung ökologischer Güter angekommen. Auf dieser Ebene sind die drei Säulen

der Nachhaltigkeit zu vereinen. Eine Präzisierung der Zielsetzung der Nachhaltigkeit verlangt

eine Bewertung der Güter und Leistungen der Natur (Jörissen et al. 1999).

5.3 Notwendigkeit der Schaffung und Durchsetzung von Eigentumsrechten bei

Verknappung von ökologischen Gütern unter open access

In ökonomischer Sicht machen Eigentumsrechte überhaupt erst Sinn, wenn Menschen um

knappe Güter konkurrieren (Lerch 1996: 16). Vor diesem Hintergrund soll die Notwendigkeit

der Schaffung und Durchsetzung von Eigentumsrechten für ökologische Güter erläutert werden.

Wie in Kapitel 4.1 dargestellt, ist der Zugang zur Nutzung der ökologischen Güter nicht

eingeschränkt, es tritt die Situation des open access auf (vgl. Musgrave 1976, Bromley 1991,

Ostrom 1998). Open access bedeutet, dass keine Eigentumsrechte bestehen, niemandem kann der

Zugang verwehrt werden. „There are no property rights in open access, there is only the rule of

first capture. Unlike property regimes where individuals and groups have both rights and duties,

open-access regimes are fundamentally situation of no law” (Bromley 1997b: 11).

Dieser Zustand stellt solange kein Problem dar, wie die Nutzung der Güter nicht zum Verbrauch

der Güter führt oder der Verbrauch ohne ökonomische Anreize wieder kompensiert wird und

dadurch das zweite Kriterium ökologischer Güter erfüllt ist (keine Rivalität im Konsum, vgl.

Kap. 4.1). ‚Öffentliche’ ökologische Güter sind oft gerade durch eine Reproduktion bestimmt,

indem diese verbrauchten Güter durch den kostenlosen Einsatz von ökosystemaren Fähigkeiten

oder durch den Einsatz individueller, menschlicher Fähigkeiten wieder ersetzt werden. In

gewissem Sinne erfüllen viele ökologische Güter damit die Kriterien öffentlicher Güter nach

Samuel (1954). Typisch für ökologische Güter ist jedoch nicht, dass keine Rivalität in der

Nutzung auftritt (es gibt selbstverständlich Nutzungen bei denen keine Rivalität auftritt, wie z. B.

das Betrachten einer bunten Wiese), sondern dass der Einsatz ökosystemarer und individueller

Fähigkeiten den Verbrauch bis zu einem gewissen Maße kompensiert (vgl. Kap. 4.1).

60 Kapitel 5

Der open access-Zustand bei ökologischen Gütern bedeutet die uneingeschränkte bzw.

ungeregelte Nutzung ökosystemarer und individueller Fähigkeiten. So lange die Fähigkeiten

ausreichen, liegen positive Wohlfahrtseffekte vor. In dieser Situation gibt es ein Naturrecht im

Sinne von Locke auf die Aneignung von Ressourcen, da auch die naturrechtlichen

Beschränkungen (in der Literatur als „Locke’sche Bedingungen“) gegeben sind, wonach:

• bei jeder Aneignung genügend für andere übrig bleiben muss und

• jeder sich nur soviel aneignen dürfe, wie er selbst verbrauchen kann.

„Niemand dürfe sich mehr aneignen und dadurch anderen etwas vorenthalten“ (Lerch 1999:

405).

Wenn es jedoch zu einer Steigerung der Nachfrage kommt und die Fähigkeit nicht mehr

ausreicht, das notwendige Angebot bereitzustellen (vgl. Kap. 4.1), werden die Güter knapp und

die ‚Locke’schen Bedingungen’ gelten nicht mehr41 (vgl. Kap. 5.6.2.1)! Gelten die ‚Locke’schen

Bedingungen’ nicht, treten bei open access die in der ökonomischen Literatur vielfach

diskutierten Probleme der Übernutzung und bei Nichtrivalität das Problem des suboptimalen

(geringen) Angebots und damit das in der ökonomischen Literatur viel behandelte Problem des

N-Personen-Gefangenen-Dilemmas auf. Strategisches Verhalten führt bei Rivalität im Konsum

zur tragedy of commons (grundlegend vgl. Hardin 1968, 1982).

Ein N-Personen-Gefangenen-Dilemma kann am Beispiel von Landwirten in einem

Trinkwassereinzugsgebiet (Annahme: Es gibt keine Regeln.) bzgl. der Gülledüngung erläutert

werden. Eine theoretische Entscheidungssituation der Landwirte gestaltet sich derart (‚überhöht’,

zur Illustration des Problems), dass sie die Wahl zwischen der Strategie ‚uneingeschränkter

Einsatz von Gülle und Verschmutzung des Grundwassers’ und der Strategie ‚kein Gülleeinsatz

und einen Beitrag zum Grundwasserschutz leisten’ haben. Der einzelne Landwirt stellt nun

folgende Überlegung an: Wenn nur ich auf die Gülle verzichte, so ist mein Beitrag zum

Grundwasserschutz relativ gering, da alle anderen weiterhin mit Gülle düngen. Meine

‚Einschränkungen’, die ich in Kauf nehmen muss, sind aber gravierend. Würden andererseits alle

anderen auf die Nutzung der Gülle verzichten, so wäre dies für mich optimal. Ich kann weiterhin

41 „Unterstellen wir egoistische Individuen in einer Welt der Knappheit an materiellen und immateriellen Ressourcen, so ist eine regellose individuelle Gesellschaft, in der jedes Individuum seinen Neigungen nachgeht, ohne anderen zu schaden, logisch unmöglich. Jeder Nutzen, den ich mir durch Konsumtion eines knappen Gutes erlaube, muss Nutzen bei anderen verhindern, muss andere schädigen, denn ich nehme anderen etwas weg“ (Hampicke 1992: 39).


Gülle düngen und kann außerdem nitratarmes Grundwasser nutzen. Für die Landwirte ist

demnach die beste Strategie, sich nicht an der Grundwasser schonenden Maßnahme zu beteiligen

und die ‚Freifahrerposition’ einzunehmen. Durch das unkooperative Verhalten kommt es jedoch

zu einer Nitratanreicherung im Grundwasser, zu einer für alle schlechteren Umweltsituation.

„Die Möglichkeit oder gar Zwangsläufigkeit einer Selbstschädigung der Subjekte bei eng-

rationalem Verhalten musste eine kritische Diskussion des bis dahin unverfänglich scheinenden

Begriffs der ‚Rationalität’ zur Folge haben. Was ist das für eine Rationalität, die einem schadet,

wenn man nach ihr handelt, die einem aber auch schadet, wenn man nicht nach ihr handelt,

sofern es denn die anderen tun?“ (Hampicke 1992: 35). Eine analytische Formalisierung im

Rahmen der Spieltheorie erfuhr die tragedy of the commons durch Dawes (1973, 1975), der diese

als N-Personen-Gefangenen-Dilemma charakterisierte (vgl. Lerch 1996).

In dieser Situation bedarf es der Zuweisung von Eigentumsrechten (Kobler 2000, Lerch 1999).

Der Zusammenhang zwischen der Verknappung ökologischer Güter und der Entstehung von

Eigentumsrechten wurde bereits von Demsetz (1967) in dem so genannten Demsetz-Wagner-

Prinzip dargelegt. „Nach dieser Theorie entwickeln sich exklusive Eigentumsrechte an

Ressourcen als Reaktion auf Veränderungen beim Nutzen sowie bei den Durchsetzungskosten

solcher Rechte; d. h. neue Eigentumsrechte entwickeln sich, wenn – z. B. durch technologischen

Fortschritt – der Nutzen aus solchen Rechten steigt und/oder die Kosten zu ihrer Durchsetzung

sinken“ (Lerch 1996: 66).

So ergab die Auswertung anthropologischer Untersuchungen durch Demsetz, dass die Jagd auf

Biber durch die Montagnais-Indianer in Labrador und Quebec erst ein Problem wurde, nachdem

die Nachfrage und damit der Wert der Biberfelle mit dem Auftreten von französischen

Pelzhändlern Ende des 17. und Anfang des 18. Jahrhunderts rapide anstieg (vgl. Lerch 1996: 67).

Die Nachfrage war größer als das Angebot, das durch die ökologischen Fähigkeiten des Systems

bereitgestellt werden konnte. Es wurden damit nicht nur die Biberfelle (also die individuelle

Fähigkeit des Jägers den Biber zu erlegen), sondern bereits die lebenden Biber, also die

Fähigkeit der ökologischen Systeme, die Biber zu ‚produzieren’ wurde knapp und nachgefragt.

Durch diesen Zustand sahen sich die Indianer genötigt, Eigentumsrechte an den zuvor allen frei

zugänglich lebenden Bibern zu definieren. Ziel der Verteilung der Eigentumsrechte war es, den

open access zu den lebenden Bibern durch einen geregelten Zugang (im Folgenden in

Anlehnung an den weit verbreiteten Begriff des open access als well-regulated access

bezeichnet) zu ersetzen, einen Zustand effizienter Allokation.

62 Kapitel 5

Dazu stehen prinzipiell zwei Alternativen zur Verfügung.

1. Am Beispiel der Montagnais-Indianer besteht die erste Alternative darin, die Jagdreviere zu

privatisieren und den Zugang und damit die Rivalitäten über den Markt regeln zu lassen. Die

ökonomischen Regeln des Marktes bestimmen den Zugang zur Ressource und sollten das

Angebot so lange sicherstellen, wie es eine Nachfrage gibt. Unter Voraussetzung rationalen

Handelns dürfte dies idealer Weise gelingen und die Empirie beweist in unendlichen Beispielen

das gute Funktionieren privater Verfügungsrechte.

Es gibt jedoch hinreichend Beispiele, dass, selbst wenn eine Privatisierung möglich ist, diese

nicht selbstverständlich auch den oben beschriebenen Anforderungen der Allokation gerecht

wird, sondern es aufgrund der besonderen Eigenschaften ökologischer Systeme und einem nicht

‚rational-gerechten’ Restzins trotzdem zu einer Übernutzung und dauerhaften Schädigung der

ökologischen Güter kommen kann42. Die Grenzen des Marktes sind eine der wesentlichen

Ursachen für die Entstehung der Ökologischen Ökonomik. Myopie (Kurzsichtigkeit) als ein

doch eher irrationales Handeln spielt bei der Entstehung des Zinses und der dadurch forcierten

Übernutzung natürlicher Ressourcen eine gewichtige Rolle. Neben irrationalem Verhalten sind

bounded rationality und hohe Transaktionskosten als Grenzen des Marktes im Zusammenhang

mit ökonomischen Instrumenten zu nennen (vgl. Kap. 5.4.1).

2. Die zweite Alternative besteht darin, den Zugang zu den gemeinschaftlichen Jagdrevieren

durch gemeinschaftliche Regeln zu steuern. Gelingt dies, haben wir auch hier einen well-

regulated access. Dem Markt und dem Preis steht als alternatives gesellschaftliches

Koordinierungsinstrument die Norm gegenüber (Weise 1994).

Dieser Zustand wird als Gemeineigentum (common property) bezeichnet und unterscheidet sich

kategorisch von Eigentumslosigkeit mit open access (vgl. Bromley 1997b, Lerch 1996).

Abbildung 10 stellt die grundsätzlichen Unterschiede zwischen der Eigentumslosigkeit auf der

42 „Je höher der Zins, um so schneller werden in der Forstwirtschaft die Bäume gefällt, um so geringer ist die Restpopulation genutzter Arten, wie z. B. Meerestiere, und um so schneller werden nicht erneuerbare Ressourcen, wie z. B. Erdöl, verbraucht. ... Sobald der Zins die Höhe der biologischen Wachstumsrate s erreicht, wird die optimale Restpopulation N*= 0, d.h. die Population wird selbst von einem Eigentümer, der prinzipiell an die Zukunft denkt (nicht der Allmende-Fall!) ausgerottet. Die Wale oder worum es sich handeln mag, sind der Konkurrenz durch die neue, schnellwachsende Spezies ‚Kapital’ nicht mehr gewachsen und werden darwinistisch verdrängt. Das ‚Kapital’ wächst schneller auf der Bank als in Gestalt der Wale, letztere haben ökonomisch ausgedient“ (Hampicke 1992: 403) (vgl. auch grundsätzlich Hotelling (1931) zur Preisbildung auf Märkten mit erschöpfbaren Ressourcen (so genannte Hotelling-Regel), demnach der Schattenpreis einer erschöpfbaren natürlichen Ressource im Zeitablauf mit dem Zins ansteigt). Zur Bedeutung des Zinses und der Diskontierung vgl. auch aus der neueren Literatur Hampicke & Ott (eds.) (2003).


einen Seite und dem Privateigentum und Gemeineigentum auf der anderen Seite anhand der

Kriterien (i) Zugangsbeschränkung und (ii) Nutzungsbeschränkung dar. Privateigentum,

Gemeineigentum und Eigentumslosigkeit stellen idealtypische Regelungen dar. Reale

Verfügungsrechtsstrukturen besitzen meist Eigenschaften mehrerer Idealtypen.

Abbildung 10: Vergleich der Zugangsbeschränkung und der Nutzungsbeschränkung bei den

unterschiedlichen Eigentumsinstitutionen (Quelle: in Anlehnung an Lerch 1996)

Abbildung 11 verdeutlicht das Problem der Verknappung ökologische Güter und macht deutlich,

dass die open-accesss-Situation erst zum Problem wird, wenn Rivalität in der Nutzung auftritt.

Das Problem kann gelöst werden, indem der open access durch die Verteilung der property

rights in einen well-regulated access überführt wird. Das Ergebnis einer solchen Verteilung

muss das Stoppen der weiteren Verknappung der ökologischen Güter sein, besser noch zur

„Entknappung“ (vgl. Hampicke 1997), mit anderen Worten zu einer effizienten Allokation

führen.

Well-regulated access

Open access

Zugangs-

beschränkung

eine Person

Mitglieder

Mitglieder

keine

Nutzungs-

beschränkung

rationale

Entscheidung

Regeln

keine

keine

64 Kapitel 5

Abbildung 11: Zusammenhang zwischen ökologischen Gütern und Umweltproblemen in Abhängigkeit vom

Zugang zu den Gütern und auftretender Rivalität

Ein well-regulated access kann in Anlehnung an den Markt so definiert werden, dass sich ein

Gleichgewicht zwischen Angebot und Nachfrage an ökologischen Gütern organisiert. Am

Beispiel der Indianer kann dies sowohl durch Jagdregeln für eine bestimmte Anzahl von Nutzern

geschehen (Verfügungsrechte werden eingegrenzt und es entsteht Gemeineigentum) als auch

durch die Privatisierung der Jagdreviere. Es hängt jeweils von den ganz speziellen Bedingungen

ab, welche Vorgehensweise sinnvoll ist. Jede Zuweisung und Durchsetzung von privaten oder

gemeinschaftlichen Eigentumsrechten ist aus ökonomischer Sicht mit Kosten verbunden. „Von

diesen Transaktionskosten im spezifischen Einzelfall hängt es ab, welche eigentumsrechtliche

Option eine effiziente Ressourcennutzung sicherstellt und gewählt wird“ (Lerch 1996: 78, vgl.

auch bereits Backhaus 1982). Transaktionskosten im weiteren Sinne können definiert werden als

Kosten die notwendig sind, um ein ökonomisches System ‚am Laufen zu halten’ (Arrow 1969).

Bei kulturbestimmten ökologischen Gütern wie z. B. Kuppelprodukten der Landwirtschaft

verhält es sich bei der Verknappung durch Angebotsrückgang anders als bei naturbestimmten

Gütern. Hier führte der Einsatz individueller Fähigkeiten zur Produktion der Güter. Nach der bis

Ökologische

Güter

Umweltprobleme

Knappe

ökologische Güter

Gemeingüter Individualgüter

‚open access’

‚well-regulated access’


heute weitgehend anerkannten Self-ownerschip-These (vgl. Kap. 5.2) bedarf es einer

Begründung, die Verfügung über individuelle Fähigkeiten dem Eigentümer der Fähigkeit zu

entziehen. Der Eigentümer dieser Fähigkeit kann im Normalfall nicht gezwungen werden, seine

Fähigkeit kostenlos einzusetzen (Kap. 5.2 und 5.6.2.2).

Es kann zusammengefasst werden, dass sich die Frage nach den Eigentumsrechten an

ökologischen Gütern immer dann stellt, wenn diese knapp werden. Erst in diesem Moment

müssen Eigentumsrechte (ökonomische Regeln) aufgestellt werden, um eine effiziente

Allokation zu ermöglichen. Auch hier können wir jedoch von einem reziproken Verhältnis

sprechen, denn es kann genauso geschlussfolgert werden, dass es bei jedem knappen

ökologischen Gut zur Schaffung und Durchsetzung von Eigentumsrechten kommen muss. Aus

ökonomischer Sicht macht dies jedoch erst dann Sinn, wenn der Nutzen des knappen

ökologischen Gutes höher ist als die Transaktionskosten zur Schaffung und Durchsetzung der

Eigentumsrechte.

Bei der Schaffung formaler Eigentumsrechte (property rights) sind folgende vier Fragen relevant

(vgl. zu ‚property law’ Kobler 2000: 25):

1. Was kann als Eigentum gehalten werden?

2. Wie sind die Eigentumsrechte festgelegt?

3. Was können die Eigentümer mit ihrem Eigentum machen?

4. Welche Möglichkeiten bestehen zur Durchsetzung der Eigentumsrechte?

Abbildung 12 veranschaulicht die Überführung des open access knapper ökologischer Güter hin

zu einem well-regulated access bei ökologischen Gemein- und Privatgütern.

66 Kapitel 5

Abbildung 12: Überführung des open access zu einem well-regulated access bei ökologischen Gütern durch

die Schaffung von Eigentumsrechten

Um das gesamtgesellschaftliche Ziel einer effizienten Allokation der knappen Güter zu

ermöglichen, sind vier Kriterien zu beachten (Kobler 2000: 25): (i) Universalität, (ii)

Ausschließlichkeit, (iii) Übertragbarkeit und (iv) Struktur der Eigentumsrechte.

Das Universalitätskriterium weist auf die Bedeutung hin, dass die Verfügungsrechte aller

knappen Ressourcen verteilt sein müssen. Mit der Ausschließlichkeit ist gemeint, dass die

Eigentumsrechte nur einem (einer privaten oder einer juristischen Person) gehören können. Das

Übertragbarkeitskriterium sichert die Möglichkeit der Übertragung von Eigentumsrechten. Das

Strukturkriterium gibt Auskunft, wie Kontroll- und Ertragsrechte verteilt sind (Kobler 2000: 25).

Diese Kriterien spielen für die Ausgestaltung des Instrumentes der Honorierung ökologischer

Leistungen eine entscheidende Rolle, geben sie doch die qualitativen Anforderungen an die

Umweltziele wieder (vgl. Kap. 6.3.3 und 6.3.4).

Die Schaffung und Durchsetzung von Eigentumsrechten ist ein evolutiver Prozess, bei dem es

nicht Ziel ist, alle denkbaren Eigentumsrechte abschließend zu verteilen. Die Beschreibung der

Entstehung von Eigentumsrechten hat vielmehr verdeutlicht, dass die konkreten wirtschaftlichen,

aber auch sozialen Verhältnisse ausschlaggebend sind. Erst das Verknappen von ökologischen

Gütern führt zur Notwendigkeit Eigentumsrechte zu schaffen. Die Schaffung und Durchsetzung

findet dann statt, wenn ökologische Güter so knapp werden, dass die Transaktionskosten für die

Schaffung und Durchsetzung von Eigentumsrechten niedriger sind als der Nutzen aus diesen

Rechten. Dies ist eher als theoretisches Modell zu verstehen, denn bei ökologischen Gütern gibt

1. Was kann als Eigentum

gehalten werden?

2. Wie sind die

Eigentumsrechte

festgelegt?

3. Was können die

Eigentümer mit ihrem

Eigentum machen?

4. Welche Möglichkeiten

bestehen zur

Durchsetzung von

Eigentumsrechten?

open access

well-

regulated

access

ineffiziente Allokation

effizientere Allokation

eigentumslose knappe ökologische

Güter

ökologische Gemeingüter/

Privatgüter


es Grenzen der ökonomischen Bewertung (Monetarisierung), so dass die Transaktionskosten als

Orientierung für die Notwendigkeit der Schaffung von Eigentumsrechten oftmals ausfallen.

Schlüssig ist jedoch, dass aufgrund der Transaktionskosten im gesellschaftlichen Optimum nicht

alle Eigentumsrechte verteilt sind (vgl. Lohmann 1999, Kobler 2000) und dass mit neu

entstehenden Knappheiten an ökologischen Gütern neue Eigentumsrechte geschaffen und

durchgesetzt werden müssen.

Schlussfolgerung

Um auf Umweltprobleme, d. h. die Verknappung von ökologischen Gütern reagieren zu können,

ist es erforderlich, absolute Eigentumsrechte zu schaffen und durchzusetzen. Schaffung und

Durchsetzung von Eigentumsrechten sind die Voraussetzung für eine effiziente Allokation

ökologischer Güter (vgl. weiterführend Kap. 5.6.2.1).

Soll eine effiziente Allokation durch private Eigentumsrechte an ökologischen Gütern

gewährleisten werden, sind relative Eigentumsrechte erforderlich, die einen Tausch über den

Markt ermöglichen (vgl. Kap. 5.1). Die Anforderungen, die an relative Eigentumsrechte gestellt

werden, entsprechen Anforderungen an rationalisierte Umweltziele als Voraussetzung für die

Honorierung ökologischer Leistungen (weiterführend Kap. 6.3.3).

5.4 Notwendigkeit der Änderung von absoluten Eigentumsrechten durch staatliches

Eingreifen

Die Notwendigkeit zur Änderung von absoluten Eigentumsrechten ergibt sich daraus, dass

private Eigentumsrechte aufgrund von Marktversagen nicht zu der erwünschten effizienten

Allokation der ökologischen Güter führen. Ein Eingreifen des Staates wird dann notwendig und

legitim, wenn es gilt, einer ganz bestimmten Form des Marktversagens entgegenzuwirken.

„Voraussetzung für den Schutz der Freiheit ist also die Wirksamkeit ihrer Steuerung durch den

Markt“ (Engel 1998: 6). Das liberale Modell gewährt dem Individuum keine schrankenlose

Freiheit. Vielmehr endet die Entscheidungsfreiheit des Einzelnen dort, „wo Herrschaft ohne

68 Kapitel 5

Haftung entstünde“ (Engel 1998: 6). Regeln im Sinne der Eingrenzung des Freiheitsgrades sind

dort geboten, wo Rechte Dritter bedroht sind43.

Dieses Marktversagen kann unterschiedliche Ursachen haben. Drei, im Kontext dieser Arbeit

wesentlichen Ursachen, werden im Folgenden diskutiert.

5.4.1 Bounded rationality und irrationales Verhalten

Bounded rationality

Der scheinbar well-regulated access durch Marktmechanismen baut auf modellhaft rationalen

Entscheidungen des homo oeconomicus auf (vgl. Kap. 3.1). Tatsächlich stößt der well-regulated

access dann an Grenzen, wenn Grundannahmen dieses Modells verworfen werden müssen.

Wenn die Grundannahme von einem homo oeconomicus ausgeht, der die Fähigkeiten besitzt

„alles vorherzusehen, was geschehen könnte, und die möglichen Vorhergehensweisen

gegeneinander abzuwägen und sich zwischen ihnen optimal zu entscheiden, und zwar

augenblicklich und kostenlos“ (Kreps zitiert in Richter & Furubotn 1996: 4), besteht berechtigter

Zweifel daran, dass Individuen tatsächlich diesem Modellathleten entsprechen. Der

‚Modellathlet’ homo oeconomicus ist wohl eher ein Phantom.

Zugesprochen wird Individuen eine begrenzte Rationalität (bounded rationality) (aufbauend auf

Simon 1955, 1957a). Bounded rationality bedeutet in diesem Zusammenhang, dass Menschen

kognitiv limitiert sind, weil sie nicht alle für ihr Verhalten relevanten Informationen besitzen.

Die kognitiven Schranken bedingen, dass nicht notwendigerweise davon auszugehen ist, dass

Individuen optimieren. Bounded rationality ist das Verhalten, das „intendedly rational, but only

limited so“ ist (Simon 1957b: XXIV). Information kann im Zusammenhang mit ökonomischen

Entscheidungen als Wissensbestand über Vergangenheitsereignisse, Ziele und

Handlungsmöglichkeiten, vermehrt um in Märkten erworbene Entscheidungshilfen definiert

werden (Schneider 1997: 73, vgl. Meinhövel 1999: 14). Es handelt sich um „zweckorientiertes

Wissen“ (Wittmann 1959: 14). Die Limitierung der Information, die zur bounded rationality

führt, kann nach Simon (1982) (in Lübbe 1999: 17) unterschieden werden in Begrenzungen

(constraints) bzgl.:

43 vgl. ausführlich dazu aus kontrakttheoretischer Sicht Buchanan (1975)


• „perceived characteristics (of the environment)“,

• “(fixed) characteristics of the organism itself”.

Die Begründung für die erste Beschränkung kann so umschrieben werden, dass nicht alles

Erkennbare berücksichtigt wird, was für das rationale Ergebnis notwendig gewesen wäre. Die

Begründung für die zweite Beschränkung beschreibt die menschliche Unfähigkeit, alles zu

berücksichtigen, was notwendig gewesen wäre.

Beide Begrenzungen spielen gerade im Umgang mit ökologischen Gütern wegen der

Prognoseunsicherheit (z. B. durch stochastische Ereignisse) und Komplexität ökologischer

Systeme eine herausragende Rolle.

Aufgrund der Informationsbeschränktheit entspricht das geplant rationale Verhalten

wirtschaftlicher, aber auch politischer Akteure oft nicht dem des „Modellathleten“ homo

oeconomicus. Das Menschenbild des homo psychologicus (vgl. u.a. Piaget 1976) greift diese

Beschränkung auf und lässt sich in vier Punkten zusammenfassen (Kobler 2000: 172 f., vgl.

Meier & Mettler 1988: 13 f.):

• Individuen können die komplexe Umwelt gar nicht vollständig erfassen und besitzen daher

kognitive Strukturen, anhand derer Informationen selektiert, interpretiert und

Handlungsmöglichkeiten abgeleitet werden.

• Die kognitiven Strukturen sind von Mensch zu Mensch unterschiedlich und werden

hauptsächlich durch eigene Erfahrungen geprägt (Alter, Ausbildung, Umweltsituation).

• Widersprechen Informationen den eigenen kognitiven Strukturen (kognitive Dissonanz),

werden die Strukturen angepasst.

• Da dieser Anpassungsprozess aufwendig ist, benutzt das Individuum verschiedene

Hilfeleistungen wie Informationsvermittler (Medien), das Verhalten anderer Menschen und

Deutungshilfen von Organisationen und Institutionen.

Die Psychologie verweist darauf, dass Menschen die meisten Entscheidungen gerade nicht

rational treffen. Im Gegenteil werden dafür als kognitive Strukturen ganz einfache Heuristiken

genutzt. Es wird nur ein ganz kleiner Teil der Wirklichkeit wahrgenommen. Einige wenige

Kriterien genügen zur Entscheidung. Oft werden diese Kriterien sogar lexikographisch geordnet.

Die Verwendung von Heuristiken ist für das Individuum oft mehr als ein Akt der Klugheit. Die

Begrenztheit des menschlichen Verstands lässt ihm keine andere Wahl (Engel 2001 ausführlich

in Gigerenzer & Todd 1999). Die kognitiven Schranken bedingen, dass nicht notwendigerweise

von optimierenden Individuen auszugehen ist. Vielmehr werden sie sich möglicherweise damit

70 Kapitel 5

zufrieden geben, dass ein bestimmtes, von ihnen selbst vorgegebenes Anspruchsniveau

(‚aspiration level’) erfüllt ist (Weck-Hannemann 1999: 83).

Trotz all dieser Begrenzung gegenüber dem modellhaft rationalen Verhalten, soll daraus nicht

geschlussfolgert werden, dass Menschen irrational handeln. „Eingeschränkt rationales Verhalten

ist rationales und nicht irrationales Verhalten“ (Kirchgässner 1999: 35). Die ‚moderne’ Version

des homo oeconomicus berücksichtigt, dass dieser nicht immer optimiert. „Im Rahmen des

ökonomischen Verhaltensmodells wird unterstellt, dass das Individuum sich für die ihm am

vorteilhaftesten erscheinende(n) Handlungsalternative(n) entscheidet, nachdem es vor dem

Hintergrund seines augenblicklichen, begrenzten Informationsstandes die Vor- und Nachteile

bzw. Kosten und Nutzen der einzelnen Alternativen gegeneinander abgewogen hat.

Menschliches Verhalten wird entsprechend diesem Modell damit als Nutzenmaximierung unter

Nebenbedingungen bzw. als ‚rationale Auswahl’ aus den zur Verfügung stehenden Alternativen

interpretiert“ (Kirchgässner 1999: 32)44.

Die Frage bzgl. bounded rationality ist nun, ob mit dem Wissen um die gegebene Begrenztheit

das ökonomische Modell geändert werden soll, diese Beschränkungen also endogenisiert werden

müssen, wenn damit z. B. Aussagen über die allokative Wirkung von realen Märkten getroffen

werden sollen. Ohne die Berücksichtigung der Begrenzungen ist das ökonomische Leitbild

„‚substantiell’ nur in dem (rationalitätstheoretisch zunächst uninteressanten) Sinne, dass es einen

Zielzustand auszeichnet – nämlich den Zustand maximalen gesellschaftlichen Nettonutzens. Eine

adäquate Repräsentantin der objektiv relevanten Bedingungen erfolgreicher Verwirklichung

dagegen enthält es in keiner Weise“ (Lübbe 1999: 23). Eine Lösung des Problems könnte sein,

die Rationalitätsannahme als „strikt universale, (allerdings in unterschiedlichem Grade)

falsifizierbare Aussage, die jedenfalls faktisch falsifiziert ist“ (Tietzel 1985: 95) anzusehen oder

mit Popper (1967: 150) als eine „gute Annäherung an die Realität“ (zitiert in Schuldt 1997: 141).

Bedeutsam ist, dass mit der begrenzten Rationalität gerechnet wird.

Wenn bei scheinbar well-regulated access (z. B. private Eigentumsrechte und ökonomische

Instrumente) rationale Entscheidungen des homo oeconomicus vorausgesetzt werden, in der

Realität aber homo psychologicus entscheidet, kann dies zur ineffizienten Allokation führen.

44 Was deutlich wird, ist, dass die entscheidungstheoretisch orientierte Ökonomie die Rationalität einer Entscheidung nicht an den tatsächlichen, sondern an den in die modelltheoretische Analyse aufgenommenen Umständen – an eigenen ‚description of (the) environment’ misst. Modellwelten aber sind überraschungsfrei. Daher fällt die rationalitätstheoretische Notwendigkeit der Differenzierung zwischen ex ante-Perspektive und ex post-Perspektive nicht auf (Lübbe 1999: 18 f.).


Dieses Marktversagen aufgrund von bounded rationality kann einen Eingriff in die privaten

Eigentumsrechte notwendig machen. Hierbei handelt es sich um die Änderung von

Eigentumsrechten.

Die Änderung von Eigentumsrechten stellt einen Eingriff in Grundrechte nach Artikel 14 GG

dar. Der Eingriff muss daher aus verfassungsrechtlicher Sicht geeignet sein, „das ökonomische

Effizienzziel zu fördern, er muss zu diesem Zweck erforderlich, das heißt, das mildeste Mittel

sein, und er darf schließlich nur dann erfolgen, wenn die Bedeutung des ökonomischen

Effizienzziels unter Beachtung der Intensität des Eingriffs nicht außer Verhältnis zu der

Bedeutung des Grundrechtes steht. Wann letzteres der Fall ist, lässt sich nicht allgemein

formulieren. Es kommt auf den jeweiligen Einzelfall an, bei dem im Rahmen einer Abwägung

von geschütztem Grundrechtsinteresse und ökonomischem Effizienzziel eine Vorrangrelation

gebildet werden muss“ (Eidenmüller 1995: 447).

Irrationales Verhalten

Neben dieser bounded rationality gibt es jedoch auch ‚echte’ irrationale Entscheidungen, die zur

ineffizienten Allokation führen können.

Ein Beispiel von irrationalem Verhalten spielt besonders in einem für ökologische Güter

entscheidenden Bereich eine große Rolle, dem der intertemporalen Entscheidungen.

Entscheidungen dieser Art besitzen im Bezug auf ökologische Güter und unter Berücksichtigung

des Ziels der Nachhaltigen Entwicklung eine Schlüsselfunktion. In der Ökonomie, besser gesagt

in neoklassischen Modellen, wird den homo oeconomica rationales Verhalten aber auch „ein in

ihrer Seele eingebauter Ungedulds- (impatience) oder Kurzsichtigkeitsfaktor (myopia)

zugeschrieben, der sie veranlasse, eine Stück Schokolade heute höher zu bewerten als das selbe

Stück morgen, und zwar nur aus dem Grunde, weil ein bestimmtes Quantum Zeit zwischen

beiden Genüssen liegt“ (Hampicke 1992: 137 f.). Individuen gewichten demnach von zwei

identischen Nutzungsstiftungen diejenige, welche ferner in der Zukunft liegt, geringer als die

sofortige und zwar allein wegen der zeitlichen Distanz! Dieses scheinbar rationale Verhalten,

das sich bei Berücksichtigung der zeitlichen Dimension als irrational erweist, weil das

Individuum wissentlich seine „heutige Entscheidung später bereut“ (ebd.), kann im

gesellschaftlichen Kontext im Sinne des Rechtes auf Eigenschädigung nicht in jedem Fall

akzeptiert werden. Dies gilt, wenn Myopie z. B. den Zins in starkem Maße beeinflusst und dies

zu irreversiblen Schädigungen ökologischer Güter durch Übernutzung führt (vgl. FN 42)

(Hampicke 1992: 400).

72 Kapitel 5

Zusammenfassung

Aus bounded rationality und irrationalem Verhalten ist zu schlussfolgern, dass die Fähigkeiten

des homo oeconomicus vor dem Hintergrund der Restriktionen neu definiert werden und nach

Möglichkeit das Rationalitätsmodell darauf abgestimmt werden muss. Die Bewertung, ob die

Schaffung und Durchsetzung bzw. das Vorhandensein von privaten Eigentumsrechten an

ökologischen Gütern und deren Allokation über den Markt eine Option für eine effiziente

Allokation der ökologischen Güter darstellt, ist an die Berücksichtigung der bounded rationality

und des irrationalen Verhaltens gebunden.

Dem Modell Markt kann bei Berücksichtigung von bounded rationality und irrationalem

Verhalten nicht uneingeschränkt effiziente allokative Wirkung unterstellt werden. Gerade bei

ökologischen Gütern, deren Bedeutung im intergenerationellen Kontext und in deren Endlichkeit

bzw. Nichtsubstituierbarkeit liegt, kann es geboten sein, den Markt rational (nachhaltig!) zu

beeinflussen. Dies kann über Änderung von ineffizienten Eigentumsrechten geregelt werden. Die

Frage ist „ob und wie auf erkannte Grenzen der Rationalisierbarkeit in ‚vernünftiger’ Weise mit

Rationalisierungskonzepten zweiter Ordnung reagiert werden kann“ (Gawel & Lübbe-Wolff

(Hrsg.) 1999: 8). Genau ein solches Rationalisierungskonzept zweiter Ordnung ist für die

Honorierung ökologischer Leistungen zu entwickeln.

5.4.2 Hohe Transaktionskosten

Die Schaffung von Eigentumsrechten erfolgt in einer gesellschaftlichen Abwägung. Dieser

normative Prozess kann dazu führen, dass Eigentumsrechte im ökonomischen Sinne nicht

‚richtig’ verteilt werden. Bei einer ökonomisch ‚richtigen’ Zuweisung der Eigentumsrechte

müssen diese denjenigen zugewiesen werden, die den höchsten Nutzen daraus ziehen, da es sonst

aufgrund von Transaktionskosten zu einer ineffizienten Verteilung kommen kann (vgl. Kobler

2000: 42).

Transaktionskosten sind Kosten, die entstehen, wenn getauscht wird45 und sind wie folgt

begründet (vgl. Richter & Furubotn 1996: 51 f.):

45 Die Theorie der Transaktionskosten entwickelte sich im Bereich der Neoklassik aus der Beschäftigung mit der internen Organisation von Unternehmen (Coase 1937, Williamson 1975) sowie im Zusammenhang mit externen Effekten in der Produktion (Coase 1960). Sie betrachtet im Unterschied zur Theorie der Verfügungsrechte


• Such- und Informationskosten (Suche nach Tauschpartner und Tauschobjekt);

• Verhandlungs- und Vertragskosten (durch Aushandlung der relativen Eigentumsrechte und

deren Festhalten in einem expliziten Vertrag);

• Durchsetzungskosten (Ausführung des Tausches und Durchsetzung der relativen

Eigentumsrechte) und darüber hinaus

• ‚Rationalisierungskosten’ (Kosten der Rationalisierung der Umweltziele (vgl. Kap. 6.3)

im Zusammenhang mit ökologischen Gütern).

Zur ineffizienten Verteilung kommt es, wenn die Transaktionskosten höher sind als der zu

erwartende Tauschgewinn. Erhält z. B. ein Landwirt das Recht sein Grünland zu düngen, die

Gesellschaft hat jedoch Interesse an einer artenreichen Wiese mittlerer Standorte auf dieser

Fläche und bewertet diese artenreiche Wiese ökonomisch höher als der Landwirt die

Düngungsrechte, auf die er verzichten müsste, damit die artenreiche Wiese erhalten bleibt,

kommt es in einer Welt ohne Transaktionskosten zur Honorierung ökologischer Leistungen. Die

Gesellschaft kauft dem Landwirt eine ganz bestimmte Art der Nutzung ab und eine effiziente

Allokation liegt vor. Gesetzt den Fall, der erwartete Tauschgewinn (die Höherbewertung der

Gesellschaft) beträgt pro ha 100 €, dann müssen die Kosten, die der zuständigen Behörde o. Ä.

für die Informationsbeschaffung der möglichen Düngung, die Kosten für den Vertrag sowie

dessen Durchsetzung und Kontrolle weniger als 100 € betragen, sonst findet keine Transaktion

statt46. „Sobald die Markttransaktionskosten höher als der erwartete Tauschgewinn sind, ist eine

effiziente Allokation der absoluten Eigentumsrechte mittels einer Markttransaktion nicht mehr

möglich, falls diese nicht ex ante durch den institutionellen Rahmen richtig zugeordnet wurden“

(Kobler 2000: 42, vgl. auch Eidenmüller 1995: 81, Coase 1960: 16). Abbildung 13 verdeutlicht

den Zusammenhang zwischen der Verteilung der absoluten Eigentumsrechte und den

Markttransaktionskosten für die effiziente Allokation einer artenreichen Wiese.

Institutionen unter einem Durchführungsgesichtspunkt (vgl. grundlegend Williamson 1985). Einen kompakten Überblick zur Chronologie und Abgrenzung der Theorien gibt Bahner (1996). 46 Ein anschauliches Beispiel aus der Alltagswelt sind in diesem Zusammenhang Transaktionskosten im Zuge eines Hauskaufes. Wenn ich als Käuferin eines Hauses bereit bin, 100.000 € zu zahlen, ich aber ein passendes Objekt zum Preis von 95.000 € nur über einen Makler finde, der eine Provision von 6 % des Objektwertes haben will, und ich darüber hinaus mit einer Grunderwerbsteuer von 4 % des Objektwertes und mit Notarkosten von 1,5 % rechnen muss, kann ich das Haus nicht kaufen. Die Transaktion scheitert an den Transaktionskosten.

74 Kapitel 5

Abbildung 13: Möglichkeit einer effizienten Allokation einer artenreichen Wiese durch die Honorierung

ökologischer Leistungen in Abhängigkeit der vorliegenden absoluten Eigentumsrechte (Quelle: in Anlehnung

an Kobler 2000)

Bei der Transaktion von relativen Eigentumsrechten an ökologischen Gütern (Honorierung

ökologischer Leistungen) müssen die Transaktionskosten aufgrund der Komplexität der

ökologischen Systeme als hoch eingestuft werden. Hohe Transaktionskosten spielen damit eine

Rolle für das Marktversagen im Bereich von ökologischen Gütern. Es ist unschwer zu erkennen,

welche Schlüsselposition bei dieser Argumentation die Möglichkeit der genauen

Operationalisierung und Messung von Transaktionskosten hat, wenn damit die Notwendigkeit

des Eingreifens des Staates begründet wird. Die Ermittlung der in einer bestimmten Situation

anfallenden Transaktionskosten ist mit enormen konzeptionellen und praktischen Problemen

verbunden (vgl. Eidenmüller 1995: 92, 290). Die interessante Frage, die nun auftritt, ist die, wie

sich die durch Präsenz von Transaktionskosten ausgelösten Ineffizienzen korrigieren lassen. Hier

pauschal auf den intervenierenden Staat in dem Sinne zu setzen, dass zentral eine derartige

Regelung festgelegt werde, auf die sich rational und eigennützig agierende Verhandlungspartner

bei Abwesenheit von Transaktionskosten geeinigt hätten, hält Eidenmüller angesichts des

„variantenreichen Arsenals an privaten Regelungsmöglichkeiten ... nicht nur für wenig

einfallsreich, sie fällt auch hinter das analytische Niveau zurück, das Coase bereits erreicht hatte“

(Eidenmüller 1995: 96). Diese Kritik kann durchaus als Ausgangspunkt ‚einfallsreicher’

Vereinbarungen bzgl. der Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft angesehen

Effiziente Allokation der artenreichen Wiese ist über den Markt durch die Honorierung ökologischer Leistungen nicht mehr möglich. Die anfängliche Zuordnung der absoluten Eigentumsrechte an der artenreichen Wiese hat einen Einfluss auf deren effiziente Allokation.

Effiziente Allokation der artenreichen Wiese ist über den Markt durch die Honorierung ökologischer Leistungen möglich. Die anfängliche Zuordnung der absoluten Eigentumsrechte an der artenreichen Wiese hat keinen Einfluss auf deren effiziente Allokation.

Markttransaktionskosten für die Behörde in €

0 50 150 200

Erwarteter Tauschgewinn

100 €


werden, die eine hoheitliche Regelung über die Änderung der absoluten Eigentumsrechte

erübrigen oder die Situation unvollständig verteilter Eigentumsrechte überbrücken (vgl.

Lohmann 1999).

5.5 Unterscheidung der Schaffung und Änderung von absoluten Eigentumsrechten

Gestiegene Nachfrage führt bei Marktversagen nicht zur Notwendigkeit einer Änderung von

Eigentumsrechten, sondern zur Notwendigkeit der Schaffung von Eigentumsrechten über das

(neue) nachgefragte knappe ökologische Gut.

Eine klare Unterscheidung der Schaffung und der Änderung der Eigentumsrechte ist

zweckmäßig, da bei der Schaffung von Eigentumsrechten lediglich de facto Eigentumsrechte

vorliegen und ein gesellschaftlicher Abwägungsprozess die Verteilung bestimmt, hingegen bei

der Änderung der Eigentumsrechte bereits (de jure) Eigentumsrechte vorliegen und allein

Effizienzkriterien die Umverteilung bestimmen. Empirischer Besitz darf nicht mit de jure bzw.

gesellschaftlich anerkanntem Eigentum verwechselt werden. Physische Aneignung sei nach Kant

zwar notwendig, um Eigentum zu begründen, aber nicht hinreichend. Empirischer Besitz allein

könne kein Eigentumsrecht begründen, das Wesen des Eigentums sei ja gerade dadurch

bestimmt, dass es fortbestehe, auch wenn der physische Besitz nicht gegeben ist. Ein

gesellschaftlicher Vertrag müsse Eigentum logisch vorausgehen (vgl. Bromley 199147 in Lerch

1999). Hervorzuheben ist der Bezug auf das knappe ökologische Gut (Schaffung und Änderung

von Eigentumsrechten am knappen ökologischen Gut). Zwei Beispiele sollen die Unterscheidung

verdeutlichen.

1. Schaffung von absoluten Eigentumsrechten:

Ein Landwirt hatte bisher das de facto Recht (Es war nicht verboten!) Grünland im

überschwemmungsbeeinflussten Auenbereich umzubrechen. Das Bundesnaturschutzgesetz

verbietet einen solchen Umbruch (§ 5 Abs. 4 S. 5 BNatSchG). Intakte Auen sind ein knappes

ökologisches Gut geworden. Gemeinschaftliche Regeln sollen eine weitere Verknappung

verhindern. De facto Eigentumsrechte werden entzogen (Zerstörung von Teilen einer naturnahen

Aue) und de jure Gemeinschaftseigentum wird geschaffen. Die Gesellschaft (der

parlamentarische Gesetzgeber) hat entschieden, dass dies in die Sozialpflichtigkeit fällt.

47 Bromley bezieht sich auf die Eigentumsauffassung Kants, die dieser in „Metaphysische Anfangsgründe der Rechtslehre“ von 1797 darlegt.

76 Kapitel 5

2. Änderung von absoluten privaten Eigentumsrechten:

Eine Aue wird als Naturschutzgebiet ausgewiesen. Die oberste Naturschutzbehörde kann in der

Schutzgebietsverordnung ‚Inhalt und Schranken’ des Eigentums festlegen (vgl. Kap. 5.6.2).

Durch die Regeln der Schutzgebietsverordnung darf ein betroffener Landwirt nicht mehr düngen,

jeglicher Ackerbau ist untersagt und seine Wiesen dürfen nicht vor Mitte Juli gemäht werden.

Nach der neueren Rechtssprechung kann dem Landwirt in diesem Fall der Entzug seiner de facto

Eigentumsrechte durch die Schaffung von de jure Gemeinschaftseigentum, im Sinne der

ausgleichspflichtigen Inhalts- und Schrankenbestimmung, entschädigt werden. Damit wird ihm

aus Gründen der Verhältnismäßigkeit (gesellschaftliche Abwägung) implizit zunächst de jure

Privateigentum zugestanden, die zugehörigen Rechte jedoch sofort, aufgrund von

Allokationskriterien (Naturschutzgebiet kann nur geschützt werden, wenn genau die Regeln

befolgt werden, die in der Verordnung stehen.) wieder entzogen. In diesen Beispielen werden

Eigentumsrechte somit erst mit der Entscheidung, ob eine Honorierung stattfindet oder nicht,

definiert (vgl. i.d.S. Thöne 2000: 262, Lintz 1994: 61, Gäfgen 1987: 101 ff.).

Tabelle 1 stellt noch einmal die innerhalb dieser Arbeit herausgearbeiteten Unterschiede

zwischen Schaffung und Änderung von absoluten Eigentumsrechten dar.

Tabelle 1: Gegenüberstellung der Schaffung und Änderung von Eigentumsrechten an ökologischen Gütern

Schaffung von absoluten

Eigentumsrechten

an ökologischen Gütern

Änderung von absoluten privaten

Eigentumsrechten

an ökologischen Gütern

Charakterisierung de facto private Eigentumsrechte werden

entzogen, de jure Eigentumsrechte werden verteilt

de jure Eigentumsrechte werden entzogen

Begründung für die Notwendigkeit

ineffiziente Allokation der ökologischen Güter

(Marktversagen aufgrund des open access und auftretender Knappheit bei

ökologischen Gütern)

ineffiziente Allokation der ökologischen Güter

(Marktversagen aufgrund von bounded rationality, irrationalem Verhalten,

hohen Transaktionskosten)

Kriterien der Distribution

gesellschaftliche Abwägung effiziente Allokation des

ökologischen Gutes

Entschädigung für Entzug der Nutzungsrechte

Entzug von de facto Eigentumsrechten muss nicht entschädigt werden

Entzug von de jure Eigentum muss entschädigt werden


5.6 Eigentumsbegründung und Distribution

Es wurde bereits in Kapitel 3.2 auf die enorme praktische Bedeutung der Distribution der

Eigentumsrechte bei der Anwendung von ökonomischen Instrumenten und im Besonderen für

die Honorierung ökologischer Leistungen hingewiesen. Bisher wurde die Schaffung und

Durchsetzung der Eigentumsrechte damit begründet, dass dadurch eine effiziente Allokation der

ökologischen Güter ermöglicht werden soll. Noch nicht eingegangen wurde jedoch auf die

Frage, wer nun die Eigentumsrechte zugeteilt bekommen soll und nach welchen Kriterien. Bei

der Schaffung von Eigentumsrechten gibt es keine Effizienzkriterien für die Auswahl, welcher

der theoretisch unendlich vielen pareto-optimalen Nutzungsmöglichkeiten der Vorrang gegeben

werden soll. Alternative Nutzenaufteilungspfade führen zu alternativen Pareto-Optima (vgl. Kap.

3.1.2). Da für diese Arbeit jedoch weniger Distributionsfragen als vielmehr Allokationsfragen zu

klären sind, sollen an dieser Stelle lediglich eine kurze Darstellung der Distribution im Lichte der

Ökonomie (Kapitel 5.6.1) und, aufgrund der praktischen Bedeutung ausführlicher,

Distributionsentscheidungen bzgl. ökologischer Güter im Rahmen der rechtlichen Eigentums-

dogmatik (Kapitel 5.6.2) diskutiert werden. Dies nicht zuletzt, da diese Distributionsentschei-

dungen den rechtlichen Rahmen für die Anwendung der Honorierungsinstrumente in der Praxis

abgeben.

5.6.1 Distribution in der Ökonomie

Die Frage der Distribution wurde in der Neoklassik seit der Abkehr von der utilitaristischen

Neoklassik des 19. Jahrhunderts als außer-ökonomische Frage betrachtet (vgl. Hampicke

1999)48. Erst mit Fragen der intergenerationellen Verteilung im Zuge der Nachhaltigen

Entwicklung wurde „ihr paretanisches Dogma von der Nichtvergleichbarkeit und damit erst recht

Nichtaddierbarkeit der Nutzen unterschiedlicher Personen ohne Nachdenken über Bord“

geworfen (Hampicke 1999: 157, vgl. auch Cansier 1997). Das Prinzip der Nachhaltigen

Entwicklung ist eine Verteilungsforderung (Hampicke 1999). „Entgegen Buchanan ist demnach

die Umweltproblematik nicht nur ein Problem der Neudefinition von Verfügungsrechten,

sondern vor allem (aber nicht nur) im intergenerationellen Kontext zwangsläufig auch ein

48 In der utilitaristischen Neoklassik des 19. Jahrhunderts war es prinzipiell möglich, eine intragenerationell nutzenmaximierende Verteilung zu postulieren, nämlich bei durchweg rechtsgekrümmten Nutzenfunktionen, die, bei der alle Gesellschaftsmitglieder einen identischen Grenznutzen genossen. Es ist dann nur ein kleiner Schritt, diese nutzensummenmaximierende Verteilung auch als die ethisch beste zu definieren, wie es in der betreffenden Variante des Utilitarismus auch getan wird. Gibt es aber unter Verzicht auf kardinale Nutzenmessungen und intersubjektive Vergleichbarkeit keine Nutzensumme, so gibt es auch keine höchste Summe und damit keine beste Verteilung; alle Verteilungen sind ‚gleich gut’ (Hampicke 1999).

78 Kapitel 5

Problem der Verteilung von Eigentumsrechten“ (Lerch 1999: 420, vgl. auch Lerch 1998: 144

ff.).

Die berechtigte Frage, die dann jedoch gestellt werden kann, ist: „Wenn die Subjekte späteren

Generationen durch Sparen, Verzicht, durch Akkumulation und Instandhaltung des natürlichen

Kapitals schenken, tun sie dann nicht genau dasselbe, wie wenn sie ihren bedürftigen

Zeitgenossen schenken“ (Hampicke 1999: 160)? 49

Von Interesse im Zusammenhang von Allokation und Distribution sind Untersuchungen, die zu

dem Schluss führen, dass Distribution Einfluss auf die Allokation hat. Damit wäre Distribution

in diesem Zusammenhang ohne Wenn und Aber Thema der Ökonomie. Unterschiedliche

Distribution führt in diesen Fällen nicht zu ‚gleichwertigen’ pareto-optimalen Zuständen. So

weisen Boyce (1994) und Massarrat (1997) darauf hin, dass eine ungleiche Verteilung des

Reichtums auf der Erde naturgemäß einhergeht mit ebenso ungleicher Verteilung der Macht. In

ähnlicher Richtung argumentiert Kobler. „Je ungleicher ex ante die Vermögens- und

Einkommensverteilung, desto schwächer ist der Staat“ (Kobler 2000: 148). Ein starker Staat ist

laut Kobler jedoch die Voraussetzung für die Schaffung und Durchsetzung von effizienten

Eigentumsrechten (vgl. ebd.). Dies gilt jedoch nur für den Fall, dass der Staat die Verteilung

besser steuern kann und kein Staatsversagen auftritt (vgl. zu dieser Problematik z. B. Petersen &

Müller 1999).

Dass sich die Ökonomie bei der Beschäftigung mit intergenerationellen Allokationsfragen und

im Zusammenhang mit globalen Umweltproblemen mit Distribution beschäftigen muss, dass

hier Allokation und Distribution nicht getrennt werden kann (vgl. dazu grundsätzlich Daly

1992), wird mittlerweile auch von neoklassischen Ökonomen im Bezug auf das Klimaproblem

festgestellt (Lind & Schuler 1998, in Hampicke 1999).

Wie die Ökonomie mit der interessanten Frage der Distribution in den nächsten Jahren umgehen

wird und welche Ansätze bereits zu erkennen sind, ist ohne Frage ein hoch spannendes Thema,

das jedoch den Rahmen dieser Arbeit sprengen würde.

49 Das Entwicklungsprogramm der Vereinten Nationen (UNDP) zitiert zu dieser Frage die Worte des Ökonomen und Nobelpreisträgers Robert M. Solow: „Aber jetzt kann man das mit der Popularität der Nachhaltigkeit verbundene Paradoxon sehen. Wenn das zugrundeliegende Argument mit der Abneigung gegen Ungleichheit zu tun hat, gibt es wenigstens einen ebenso starken (möglicherweise einen noch stärkeren) Grund die gegenwärtige Ungleichheit zu reduzieren, als sich um den ungewissen Status der zukünftigen Generationen zu kümmern. Diejenigen, die so sehr darauf dringen, der Zukunft Armut nicht zuzumuten, sollen erklären, warum sie nicht eine noch höhere Priorität auf die Reduzierung der Armut heute setzen“ (UNDP 1996:16).


5.6.2 Distribution der Eigentumsrechte an ökologischen Gütern im deutschen Recht

5.6.2.1 Distributionskriterien

Wenn es um Fragen der Verteilung der Eigentumsrechte an ökologischen Gütern geht, ist der

Anknüpfungspunkt zur rechtlichen Eigentumsrechtsdogmatik gefunden. An dieser Stelle soll auf

wesentliche Aspekte dieses sehr umfänglichen Themas eingegangen werden50. Im Wesentlichen

soll dabei eine Verbindung zwischen der juristischen Eigentumsdogmatik und der ökonomischen

Theorie der property rights (Kapitel 5.2 und 5.5) konstruiert und Schlussfolgerungen für die

Honorierung ökologischer Leistungen gezogen werden.

Das Grundgesetz und die darauf aufbauende Rechtssprechung macht für die Zuteilung der

Eigentumsrechte weitgehende Aussagen, die im Folgenden vor dem Hintergrund ihrer

Bedeutung für die Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft diskutiert werden

sollen. Dabei ist das Verhältnis von grundrechtlich gesichertem Schutz des Privateigentums (vor

allem Artikel 14 Abs. 1 S. 1 GG) und die Berufs- und Gewerbefreiheit (Artikel 12 GG) auf der

einen Seite und der Naturschutz als eine Schranke der Grundrechtsbetätigung (Artikel 14 Abs. 1

S. 2) auf der anderen Seite von besonderem Interesse. Der verfassungsrechtliche Begriff des

Eigentums geht über den bürgerlichen Eigentumsbegriff hinaus. „Unter den Eigentumsschutz des

Artikel 14 Abs. 1 GG fallen alle vermögenswerten Rechte, die dem Berechtigten durch die

Rechtsordnung derart zugeordnet werden, dass er sie zu seinem privaten Nutzen nach eigener

Entscheidung ausüben darf. ... Zum Eigentumsrecht gehören auch das Jagd- und das

Fischereirecht“ (Louis 1999: 181). Es besteht Einigkeit darin, dass ein Anspruch auf Schutz des

privaten Eigentums besteht, aber auch, dass Eigentum verpflichtet. Sein Gebrauch soll zugleich

dem Wohle der Allgemeinheit dienen (Art. 14 Abs. 2 GG). Hier wird die so genannte

Sozialpflichtigkeit, im Zusammenhang mit Eigentum an ökologischen Gütern auch als

„Ökologiepflichtigkeit“ benannt (Czybulka 1988)51, beschrieben. Eigentumsrechte im Sinne von

Artikel 14 GG stellen keine absolut vorgegebene Größe dar. Sie werden durch eine Inhalts- und

Schrankenbestimmung vom Gesetzgeber definiert (Art. 14 Abs. 1 S. 2 GG). Die Inhalts- und

50 Parallel zu dieser Arbeit widmete sich im Rahmen des Graduiertenkollegs ‚Integrative Umweltbewertung’ an der Christian-Albrechts-Universität Kiel die juristische Arbeit von B. Semleit dieser Thematik im Zusammenhang mit der Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft. 51 Czybulka engt (2002: 90 f.) die ‚Ökologiepflichtigkeit’ für einige Bereiche des Naturschutzes ein, um auf die Besonderheit im Gegensatz zur allgemeinen ‚Sozialpflichtigkeit’ hinzuweisen. Dabei stützt er sich vor allen Dingen auf die (zusätzliche) Einführung von Artikel 20a GG, obwohl doch bereits vor dessen Einführung die Sozialpflichtigkeit (Art. 14 Abs. 2 ) auf den Bereich des Umweltschutzes angewendet wurde. Darüber hinaus postuliert er einen besonderen Handlungsbedarf in diesem Bereich. Die Einengung bezieht er vor allen Dingen auf die Bereiche des ‚klassischen Naturschutzes’ (Arten- Biotopschutz) mit der Begründung, dass hier aufgrund der anderen Wertkonstellation ein besonderer Regelungsbedarf besteht (der Wert speist sich hier nicht primär aus der Funktion der Ressourcen).

80 Kapitel 5

Schrankenbestimmung des Eigentums gibt dem Gesetzgeber unter Berücksichtigung der

Sozialpflichtigkeit des Eigentums einen Spielraum zur Einschränkung von privaten

Eigentumsrechten (Louis 1999: 180). Die Grenzen der Eigentumsbeschränkungen sind nicht

statisch und für alle Zeiten festgelegt, sondern den veränderten Lebensbedingungen anzupassen

(ebd.). Die Abgrenzung zwischen Sozialpflichtigkeit und Privateigentum ist nichts anderes als

die Abgrenzung zwischen Gemeineigentum und Privateigentum. Die Definition und gegenseitige

Abgrenzung der Verfügungsrechte ist ein normativer und evolutiver Prozess, bei dem eine

Interessenabwägung zwischen Gesellschaft und betroffenen Gruppen stattfinden muss.

Relativ weitreichend ist die Spanne der Auslegung der Sozialpflichtigkeit bzw.

Ökologiepflichtigkeit. Die Grenzen der Nutzung des Eigentums haben sich am Wohl der

Allgemeinheit zu orientieren, das nicht nur Grund, sondern auch Grenze für die dem Eigentümer

auferlegten Beschränkungen ist (vgl. Louis 1999: 185 mit Angaben zu entsprechenden Urteilen).

In der rechtlichen Eigentumsdogmatik weniger behandelt, ist die Ökologiepflichtigkeit bzgl.

kulturbestimmter Güter. Hierbei besteht Ökologiepflichtigkeit nicht im Unterlassen einer

Nutzung, sondern der Einsatz individueller Fähigkeit für die Herstellung der Güter ist

erforderlich. Kann die Gesellschaft also z. B. von einem Landwirt im Rahmen der

Ökologiepflichtigkeit verlangen, eine Wiese alle zwei Jahre zu mähen, ohne ihn dafür zu

bezahlen? Ein Beispiel für ein solches Gebot besteht im § 15b LNatSchG SH. und dem

zugehörigen Erlass zum Erhalt der Knicks in Schleswig-Holstein. Danach ist ein Eigentümer

nicht nur zum Unterlassen von Beeinträchtigungen, sondern auch zum Pflegeschnitt (auf den

Stock setzen) im Abstand von 10 bis 15 Jahren verpflichtet. Die Frage kann also grundsätzlich

mit ja beantwortet werden. Derartige Gebote sind jedoch gerade vor dem Hintergrund unseres

liberalen Eigentumsverständnisses (vgl. auch self-ownership-Theorie Kap. 5.2) problematischer

als Unterlassungsgebote.

Die folgende, aus der Ökologiepflichtigkeit abgeleitete These: „Es gibt keine allgemeine

Umweltverschmutzungsfreiheit“ (Murswiek 1994: 79) ist umstritten. Murswiek begründet seine

These mit der „Voraussetzungshaftigkeit“ der (wirtschaftlichen) Betätigungsfreiheit, die

(jedenfalls) nicht den Zugriff auf Rechtsgüter Dritter (mit)gewährleiste. Dies gelte unstreitig für

den Zugriff auf das Eigentum Dritter. Es sei aber auch maßgeblich für den Zugriff auf

Gemeinschaftsgüter. Er gewährt demnach Gemeinschaftsgütern den gleichen Schutz wie

Privatgütern. „Die Belastung der Gemeinschaftsgüter Luft, Wasser und Boden, zu denen auch

die Folgewirkungen u.a. auf Tiere oder Pflanzen gezählt werden können, sei nicht lediglich

Freiheitsausübung, sondern Teilhabe. Diese aber müsse verfassungsrechtlich ausdrücklich


gewährleistet oder wenigstens ableitbar sein“ (Murswiek 1994: 79 erläutert in Czybulka 1999: 9

f.). Murswiek unterscheidet demnach den Zustand der bloßen „Freiheitsausübung“ von dem der

„Teilhabe“ am Gemeinschaftseigentum.

An dieser Stelle sollen die interessanten Parallelen zu Kants Eigentumsauffassung52, aber auch

zu den ‚Locke’schen Bedingungen’53 verdeutlicht werden. Bereits seit Kant wird einer

‚naturrechtlichen Eigentumsbegründung’, nach der die hier betrachteten Fähigkeiten

ökologischer Systeme unabhängig von der Zustimmung der Gesellschaft als privates Eigentum

angesehen werden können, widersprochen. Lerch legt eindrucksvoll dar, dass bei genauerer

Betrachtung private Eigentumsrechte an knappen Ressourcen ohne Rückgriff auf

kontrakttheoretische Legitimation, also unabhängig von gesellschaftlicher Zustimmung, nicht zu

begründen sind, da weder die „Locke’schen Bedingungen“ noch die Interpretation Nozicks54 als

„Paretoverbesserung“ für knappe Güter gelten (Lerch 1999: 402 ff.)55.

Vor diesem Hintergrund kann ‚Freiheitsausübung’ als Nutzung der Gemeinschaftsgüter unter

den „Locke’schen Bedingungen“ interpretiert werden. Kommt es jedoch zur Rivalität kann von

‚Teilhabe’ gesprochen werden. Interessant ist die Argumentation, dass eine Teilhabe

verfassungsrechtlich ausdrücklich gewährleistet oder wenigstens ableitbar sein muss. Dies

stimmt mit der in dieser Arbeit vertretenen Unterscheidung von Schaffung und Änderung von

Eigentumsrechten überein (vgl. Kap. 5.5). Die Übertragung dieser interessanten Gedanken von

Murswiek auf den Bereich des verfassungsrechtlichen Naturschutzes steht noch aus (Czybulka

1999).

Das Eigentum von Nutzern ökologischer Güter, hervorgehoben sei hier die Landwirtschaft, ist

verfassungsrechtlich mehrfach beschränkbar. Dies betrifft etwa das Grundwasser und den

gesamten Wasserhaushalt, der einer öffentlich-rechtlichen Benutzungsordnung unterworfen ist,

52 Die skizzierte Eigentumsauffassung Kants bezieht sich auf seine Überlegungen in „Metaphysische Anfangsgründe der Rechtslehre“ von 1797. 53 Locke postuliert nicht nur das Naturrecht auf die Aneignung von Ressourcen, sondern auch immer eine naturrechtliche Beschränkung des Eigentums, „wonach erstens bei jeder Aneignung genügend für andere übrig bleiben muss und zweitens jeder sich nur soviel aneignen dürfe, wie er selbst verbrauchen kann. Niemand dürfe sich mehr aneignen und dadurch anderen etwas vorenthalten“ (Lerch 1999: 405). 54 Nozick verbindet die Locke’sche Bedingung mit dem Pareto-Kriterium derart, dass durch die Aneignung niemandes Position verschlechtert werden darf (Nozick 1974 in Lerch 1999). 55De facto gestaltet sich dies jedoch anders. Jeder Verbrauch öffentlicher ökologischer Güter ist grundsätzlich so lange erlaubt, wie nicht umweltpolitisch dagegen vorgegangen wird. Damit kommt dem ‚implizitem Gemeinlastprinzip’ in der umweltpolitischen Praxis eine durchaus große Rolle zu (vgl. Thöne 2000).

82 Kapitel 5

die Privatnützigkeit aber auch völlig aufheben kann56. Darüber hinaus hat der Gesetzgeber

weitgehende Möglichkeiten, ‚Inhalt und Schranken’ des Eigentums zu bestimmen.

Schranken bzgl. der landwirtschaftlichen Nutzung (der Eigentumsrechte) hat der Gesetzgeber

z. B. im Bundes-Bodenschutzgesetz (BBodSchG) und auch im neuen Bundesnaturschutzgesetz

(BNatSchG) durch Vorschriften zur „Guten fachlichen Praxis der Landwirtschaft“ (§ 17

BBodSchG als Konkretisierung von § 7 bzw. § 5 BNatSchG) eingeführt. Es ist aber gerade für

die Nichtjuristen darauf hinzuweisen, dass derartige ‚ökologische Schranken’ oftmals weit davon

entfernt sind, direkt operativ in dem Sinne zu sein, dass man unmittelbare Verpflichtungen

daraus ableiten kann. So weist (Lübbe-Wolff 2000) darauf hin, dass § 7 BBodSchG für die

Eigentümer, Besitzer und Bearbeiter von Grundstücken zwar eine allgemeine Verpflichtung

statuiert, Vorsorge gegen die Entstehung schädlicher Bodenveränderungen zu treffen, die

Konsequenzen jedoch sehr bescheiden sind. „Wer dies unbefangen liest, wird meinen, damit sei

eine umfassende, durchsetzbare Rechtspflicht zu vorsorgendem Bodenschutz geschaffen. Dass

diese Verpflichtung z. B. der Landwirtschaft als dem größten Verursacher problematischer

Bodenveränderungen nur im Wege der Beratung nahe gebracht werden soll, der Sache nach

insoweit also gar keine rechtliche Verpflichtung, sondern nur ein guter Rat verankert ist, kann

der fortgeschrittene Jurist aus einem späteren Gesetzesabschnitt über die landwirtschaftliche

Bodennutzung und dessen Vergleich mit anderen, besser instrumentierten Teilen des Gesetzes

entnehmen. Die Verpflichtungsrhetorik des § 7 hat damit in weiten Teilen nur symbolischen

Charakter: Sie ist Bestandteil eines showbusiness, mit dem der Gesetzgeber dem Bürger (und,

diesen Eindruck wird man nicht los, ein Stück weit auch sich selbst) den Eindruck des

Wohlgeordneten zu verschaffen sucht“ (ebd.). Da verwundert es wenig, dass Anforderungen aus

dem BBodSchG keine Rolle bei der Beschreibung der Kriterien der Guten fachlichen Praxis zur

Abgrenzung von honorierungswürdigen ökologischen Leistungen der Landwirtschaft im

Rahmen der Verordnung VO (EG) 1257/1999 gespielt haben (vgl. Kap. 7.2.2.2 sowie Anlage A-

1 im Anhang).

Die verfassungsrechtlichen Bestimmungen bzgl. möglicher Distribution der Eigentumsrechte

spielen für die Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft eine außerordentliche

Rolle, da hiermit die Grenze zwischen honorierungswürdigen Leistungen (Voraussetzung von

privaten Eigentumsrechten an ökologischen Gütern) und der Ökologiepflichtigkeit (bestimmt

durch Regeln des Gemeineigentums) gezogen wird. Die durchaus schwierigen und teilweise

56vgl. BVerfGE 58, 300 – Nassauskiesungsbeschluss


ungeklärten Fragen, die damit bis heute verbunden sind, sollen daher an dieser Stelle

detailliertere Betrachtung finden. Es verbergen sich unter der Oberfläche eigentumsrechtlicher

Gemeinplätze ungelöste Probleme (Breuer 1999: 167).

Abbildung 14 stellt die im Folgenden beschriebenen Distributionsentscheidungen a) bis c) im

Überblick dar.

Abbildung 14: Distributionsentscheidungen im Zuge der Verteilung der Eigentumsrechte an ökologischen

Gütern nach deutschem Recht

a) Distributionsentscheidung ‚Sozialpflichtigkeit’

Der Verfassung lässt sich keine Verpflichtung entnehmen, dem ökonomischen Effizienzziel

Rechnung zu tragen (Eidenmüller 1995: 445). „Andererseits setzt die Verfassung einer

derartigen Rechtspolitik aber auch nur in begrenztem Maße Schranken. Abgesehen von

unverhältnismäßigen Eingriffen in höchstpersönliche Rechtsgüter, besitzt der Gesetzgeber einen

Situationsgebundenes Eigentum an ökologischen Gütern

Art. 14 Abs. 1 S. 1 GG

de jure

Privateigentum de jure Gemeineigentum

z.B.

§ 39

HeNatG

z.B.

§ 71 IV

BbgNat

SchG

.

de jure

Gemeineigentum

Art. 14

Abs. 1

S. 2/

Abs. 2

GG

Dis

trib

uti

on

ver

fass

un

gsr

ech

tlic

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egrü

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et

Dis

trib

uti

on

poli

tisc

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nd

et (

geb

illi

gt)

„eingeschränktes“ de jure

Privateigentum

de jure Gemeineigentum

„eingeschränktes“

de facto Privateigentum/

de jure Gemeineigentum

84 Kapitel 5

relativ weiten Spielraum, wenn es darum geht, Rechtsnormen nach ökonomischen

Gesichtspunkten zu gestalten“ (ebd.: 449).

„Der Inhalt des Eigentums kann nicht beliebig definiert oder reduziert werden. Als

Schutzgegenstand des Rechtsinstitutes sowie des Grundrechts nach Artikel 14 Abs. 1 Satz 1 GG

muss das Eigentum ein verfassungsfestes Mindestmaß an Nutzungs- und Verfügungsfreiheit und

an Privatnützigkeit behalten“ (Breuer 1999: 167). Wird dieses verfassungsfeste Mindestmaß

eingeschränkt, handelt es sich um Enteignung. Distributionskriterium für die Aufteilung von

Privateigentum und Gemeineigentum ist die Sozialpflichtigkeit bzw. Ökologiepflichtigkeit.

Einschränkungen des Privateigentums halten sich im Rahmen der Sozialbindung, wenn ein

vernünftiger und einsichtiger Eigentümer diese von sich aus mit Rücksicht auf die gegebene

Situation hinnehmen würde57. Die Sozialbindung von Grundstücken ergibt sich aus ihrem

Zustand und ihrer Lage im Verhältnis zur Umgebung. Die privaten Nutzungsmöglichkeiten

(Eigentumsrechte) müssen sich an der jeweiligen ‚Lage’, seiner ‚Situation’ und den daraus

resultierenden Interessen orientieren. Die ‚Situationsgebundenheit’ eines Grundstücks bildet den

Grad der Inhalts- und Schrankenbestimmungen nach Artikel 14 Abs. 1 S. 2 GG und der

Gemeinwohlverpflichtung nach Artikel 14 Abs. 2 GG (Louis 1999: 186). „Auf jedem

Grundstück lasten gleichsam aus seiner Situationsgebundenheit abzuleitende immanente

Beschränkungen der Rechte des Eigentümers, aus denen sich die Schranken seiner Nutzungs-

und Verfügungsmacht ergeben. Eine situationsbedingte Belastung des Grundstücks kann

angenommen werden, wenn ein – als Leitbild gedachter – vernünftiger und einsichtiger

Eigentümer, der das Wohl der Allgemeinheit nicht aus den Augen verliert, von sich aus von der

geplanten Nutzung absehen würde“58. Sozialbindung des Eigentums stellt keinen

„subsumtionsfähigen verfassungsrechtlichen Tatbestand dar, sondern ist die Umschreibung einer

Aufgabe an den Gesetzgeber“ (Osterloh 1991: 910). Mit welchen juristischen und

administrativen Instrumenten und mit welcher Tarierung der konfligierenden Rechte und

Pflichten die gebotene Balance zwischen Privateigentum und Schaffung von Gemeineigentum

hergestellt wird, ist grundsätzlich dem parlamentarischen Gesetzgeber überlassen (Breuer 1999:

172).

57 BGH, NVwZ 1984, 819 58 BGH, NVwZ 1984, 819, 821; NuR 1989, 407; OLG Celle, U. v. 21.4.1989


Eine Naturschutzgebietsverordnung, die die Nutzbarkeit eines Grundstücks situationsbedingt

einschränkt, ist keine Enteignung im Sinne des Artikel 14 Abs. 3 GG, sondern eine Bestimmung

von Inhalt und Schranken des Eigentums im Sinne des Artikel 14 Abs. 1 S. 2 (vgl. Breuer 1999).

Obwohl Nutzungsbeschränkungen auf der Grundlage des Naturschutzes grundsätzlich zulässige

Inhaltsbestimmungen des Eigentums darstellen, muss es im Einzelfall bei unzumutbarer

Belastung zu einer Entschädigung kommen59 (Hötzel 1994, Kimminich 1994). Damit kommen

wir zu den ausgleichspflichtigen Inhalts- und Schrankenbestimmungen.

b) Distributionsentscheidung ‚Verhältnismäßigkeit’

Schranken des Privateigentums bestimmen das Gemeineigentum. Auch dieses ist

verfassungsrechtlich gesichert (Art. 14 Abs. 1 Satz 2 GG). Eigentum verpflichtet. Sein Gebrauch

soll zugleich dem Wohle der Allgemeinheit dienen (Art. 14 Abs. GG). Wird durch diese

Schranken, durch die Schaffung von Gemeineigentum, unverhältnismäßig in Privateigentum

eingegriffen, kann der Gesetzgeber dazu veranlasst werden, eine finanzielle Entschädigung zu

gewähren. „Damit ist die problematische Rechtsfigur der so genannten ausgleichspflichtigen

Inhaltsbestimmung ins Spiel gebracht“ (Breuer 1999: 156). Derartige gesetzliche

Entschädigungsansprüche, die dem Verhältnismäßigkeitsausgleich dienen, sind nach Meinung

des BVerwG keine vermögensrechtlichen Ansprüche aus Aufopferung für das gemeine Wohl60

(ebd.).

Der ökonomische Blick auf das Problem kann so interpretiert werden, dass aus

verfassungsrechtlicher Sicht der Gemeinschaft zugeteiltes Eigentum in Privateigentum

umverteilt wird (Distributionsentscheidung), für eine effiziente Allokation jedoch

Gemeineigentum notwendig ist, also eine Änderung des absoluten Privateigentums notwendig

wird (vgl. Kap. 5.5). Distributions- und Allokationsentscheidung fallen hier zusammen61. Man

könnte diese ‚Zwitterform’ als ‚eingeschränktes’ Privateigentum bezeichnen. Das

Distributionskriterium für derartiges Privateigentum ist die Verhältnismäßigkeit. Erst wenn

durch die verfassungsrechtliche Zuweisung von Eigentum an die Gemeinschaft dem betroffenen

59 BGHZ 125, 242, BVerwGE 94, 1 60 BVerwGE 94, 1 (7 f.). 61 Zur Rolle des Verhältnismäßigkeitsprinzips als ‚Brücke’ zwischen Recht und Ökonomik vgl. z. B. Ewringmann (1999: 400): „Der Zweckrationalität, die in der Ökonomik als nutzenmaximierende Ressourcen- und Güterverteilung, als kostenminimale Zielerreichung oder einfach als Effizienz zum Ausdruck gebracht wird, entspricht nämlich im Recht weitgehend die Verhältnismäßigkeit mit ihren Teilkriterien.“ (vgl. auch Koenig 1994)

86 Kapitel 5

Privaten ein „Sonderopfer“ abverlangt wird, das eine erhebliche Belastung darstellt, muss eine

Umverteilung erfolgen (vgl. Czybulka 1999: 9). Alle Bundesländer haben Regelungen zu den

Inhalts- und Schrankenbestimmungen des Eigentums in ihren Gesetzen (vgl. Tabelle A-1 im

Anhang).

Vorgebrachte Kritik an dieser ‚Rechtsfigur’ lautet, dass eine gesetzliche Inhalts- und

Schrankenbestimmung, welche die Sozialpflichtigkeit des Eigentums in eine vollziehbare

Rechtsgestalt gießt und dadurch aktualisiert, dem Eigentümer nicht abgekauft zu werden braucht

(Breuer 1999: 173). (Breuer erkennt also nur die Distributionsentscheidung aufgrund der

Ökologiepflichtigkeit an.) Die Figur der ausgleichspflichtigen Inhaltsbestimmung weckt die

Fehlvorstellung, dass die gesetzliche Inhalts- und Schrankenbestimmung des Eigentums jenseits

einer gewissen Opferschwelle im Ergebnis ebenso oder ähnlich wie eine Enteignung

entschädigungspflichtig sei. Verfassungsrechtlich trifft dies nicht zu (ebd.).

c) Distributionsentscheidung ‚Erschwernis-/Härteausgleich’

Neben diesen rechtlich obligatorischen Distributionsentscheidungen kommt es in den letzten

Jahren gerade im Bereich Landwirtschaft und Naturschutz noch zu einer ‚politisch gebilligten’

Änderung der rechtlich abgesicherten Distribution. Es handelt sich dabei um so genannten

Erschwernis- oder Härteausgleich. Die Umverteilung baut auf Ermessensvorschriften auf, die

keinen Rechtsanspruch der Landwirte auf Ausgleichszahlungen begründen. Als Grenze für

mögliche Zahlungen wird oft die so genannte ‚Gute fachliche Praxis’ im Sinne der

allgemeinverbindlichen Regelungen in Gesetzen (z. B. PflSchG, BBodSchG) als Referenzwert

genutzt. Einschränkungen des Privateigentums, die z. B. in Naturschutzgebieten oberhalb der

Guten fachlichen Praxis liegen, können unter bestimmten Voraussetzungen ausgeglichen

werden. Es wird damit die Situationsgebundenheit ausgehebelt. Auf die Probleme, die mit dieser

Rechtsfigur in Zusammenhang stehen, wird ausführlich in Kapitel 7.2.2.2 eingegangen.

Eine erneute Betrachtung im Lichte der ökonomischen Eigentumsrechte lässt erkennen, dass

dabei eine de facto Umverteilung von Gemeineigentum in Privateigentum unter bestimmten

Voraussetzungen und in Abhängigkeit von Haushaltsmitteln vorgenommen wird. Dabei erfolgt

die (diesmal nur politisch gebilligte) Umverteilung wie bei den ausgleichspflichtigen Inhalts-

und Schrankenbestimmungen mit der Auflage, die de facto Eigentumsrechte der Gemeinschaft

wieder zu verkaufen.

Mehrere Bundesländer sehen die Möglichkeit entsprechender Umverteilungen vor, z. B. Bayern,

Brandenburg und Niedersachsen (vgl. Tabelle A-1 im Anhang). Ein genereller Vorrang des


Vertragsnaturschutzes, wie ihn Sachsen vorsieht (§ 39 SächsNatSchG), ist ebenfalls hier

einzuordnen. Politisch begründet werden diese Zahlungen mit der Multifunktionalität der

Landwirtschaft, aber auch mit der besonderen Bindung der Landwirtschaft an die Fläche.

Gewarnt wird in diesem Zusammenhang davor, dass dieser Billigkeitsausgleich möglicherweise

auf Dauer die Rechtssprechung beeinflussen wird (Czybulka 1999: 9).

Ein weiteres Problem, das mit derartigen Billigkeitszahlungen in Verbindung steht, ist die

Verdrängung von intrinsischen Motivationen im Sinne von Umweltmoral bzgl. des

Umweltschutzes. Recht ist in der Lage, Präferenzen der Individuen zu verändern (Engel 2001:

7ff.)62. Dieses positive Potential des Rechtes kann jedoch durch den Einsatz von extrinsisch

motivierenden Maßnahmen, wie z. B. ökonomische Anreize, verdrängt oder gar zerstört

werden63. Neben der Änderung von Präferenzen kann auch die Möglichkeit des Rechts

Gerechtigkeitsvorstellungen zu verändern, indem es direkt an die soziale Identität appelliert

(ebd.), durch ökonomische Anreize abgeschwächt werden.

Akzeptanz von Rechtsnormen aufgrund der Legitimation64 kann durch zusätzliche extrinsische

Maßnahmen gefährdet sein. Akzeptiert wird dann nur das, was bezahlt wird. Daraus kann sich

eine Subventionsmentalität bilden, wie sie teilweise der Landwirtschaft vorgeworfen wird (vgl.

Kap. 7.2.2.2).

5.6.2.2 Typisierung von positiven ökonomischen Anreizen entsprechend der

zugewiesenen Eigentumsrechte

In welchem Zusammenhang stehen Distributionsentscheidungen und die Honorierung

ökologischer Leistungen (der Landwirtschaft)? In Kapitel 4.1 wurde aufgezeigt, dass eine

Honorierung ökologischer Leistungen daran geknüpft ist, dass die Eigentumsrechte beim

62 Es kommt gar nicht selten vor, dass Normen, ökonomisch gesprochen, die Präferenzen ihrer Adressaten verändern, wenn es der Norm gelingt, den Adressaten zu überzeugen. Die abstrakte Regel wird in einem zweiten, rechtsstaatlichen Verfahren angewendet. In diesem Verfahren tritt die Rechtsordnung in den offenen Diskurs mit dem Adressaten, der zu veränderten Präferenzen führen kann (ausführlich in Engel 2001: 7). Darüber hinaus führt der Abbau von kognitiver Dissonanz zur Änderung von Präferenzen. Wenn sich der Normadressat der Norm nicht entziehen kann, ist die Anpassung der Präferenzen ein Mittel, das Selbstwertgefühl zu stabilisieren (vgl. Engel 2001 mit weiteren Literaturangaben). 63 zum Verdrängen oder Zerstören von intrinsischer Motivation durch extrinsische Maßnahmen siehe Frey 1992, 1997, Frey & Busenhart 1995, Weck-Hannemann 1999; zur Relativierung der Bedeutung von Verdrängung intrinsischer Werte aber auch Kirchgässner 1999 64 Der Adressat der Norm befolgt diese, obwohl er an seinen abweichenden Präferenzen und Gerechtigkeitsvorstellungen festhält. Er akzeptiert den Normbefehl, weil er die Norm für einen legitimen Akt staatlicher Herrschaft hält (Engel 2001: 8).

88 Kapitel 5

Leistungsempfänger liegen. Es muss privates Eigentum am ökologischen Gut vorliegen. Darüber

hinaus kann unterschieden werden, ob die Änderung der Eigentumsrechte durch freiwillige

Transaktion erfolgt, absolute Eigentumsrechte also mit Hilfe von relativen Eigentumsrechten

getauscht werden (‚Vertragsnaturschutz’), oder ob die Transaktion im Sinne der beschriebenen

Änderung der absoluten Eigentumsrechte hoheitlich erzwungen wird, weil der Markt zur

Organisation einer effizienten Allokation der Eigentumsrechte ausfällt (Entschädigung). Dies

kann gerade im Fall effizienter Allokation ökologischer Güter notwendig sein.

Im Rahmen dieser Arbeit werden alle Zahlungen für Transaktionen von privaten

Verfügungsrechten an ökologischen Gütern als Honorierung ökologischer Leistungen

bezeichnet, unabhängig von der Organisationsform (Markt oder gesellschaftliche Regeln). Damit

werden in dieser Arbeit Transaktionen von Rechten an ökologischen Gütern durch die Schaffung

und Durchsetzung von relativen Eigentumsrechten (‚Vertragsnaturschutz’) sowie hoheitlich

erzwungene Änderungen von absoluten privaten Eigentumsrechten als Honorierung

ökologischer Leistungen definiert.

Zahlungen im Rahmen des Erschwernis- und Härteausgleichs sind demnach keine Honorierung

ökologischer Leistungen, da der Zahlungsbezieher kein absolutes Privateigentum an den Gütern

besitzt. Derartige Zahlungen stellen Subventionen im Sinne der Typisierung in Abbildung 3 dar.

Würde jede politische Billigung einer Zahlung als Änderung der de jure Eigentumsrechte gelten,

wäre jede Subvention gerechtfertigt. Das Verursacherprinzip wäre nicht anwendbar.

Abbildung 15 stellt die unterschiedlichen Typen von Zahlungen für die Erbringung ökologischer

Leistungen entsprechend der Eigentumsrechte an ökologischen Gütern und in Abhängigkeit der

Organisation der Transaktion im Überblick dar. Eine effiziente Allokation der ökologischen

Güter kann, wie in Kapitel 5.3 ausführlich beschrieben, durch zwei Organisationsformen

geregelt werden, den Markt, als in unserer liberalen Gesellschaft präferierten, und den Staat, der

gemeinschaftliche Regeln aufstellt, die bei Marktversagen notwendig sind. Alle Zahlungen für

ökologische Leistungen, unabhängig der für die Transaktion notwendigen Organisationsform

(freiwillig oder erzwungen), werden als Honorierung ökologischer Leistungen betrachtet.

Rationalisierte Umweltziele als Ansatzstelle für die Honorierung ökologischer Leistungen 89

Abbildung 15: Typen der Zahlungen für ökologische Leistungen entsprechend der Eigentumsrechte und in

Abhängigkeit der Allokationsform

Für die Ausgestaltung der Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft ist die

formalrechtliche Unterscheidung von Entschädigung aus Enteignung und Entschädigung

aufgrund der Verhältnismäßigkeit bei Inhalts- und Schrankenbestimmungen des Eigentums von

großer Bedeutung. Eine Enteignung nach Artikel 14 Abs. 3 GG darf nur durch Gesetz oder

aufgrund eines Gesetzes erfolgen, das zugleich Art und Ausmaß der Entschädigung regelt

(Junktimklausel). Für eine Inhalts- und Schrankenbestimmung gilt die Junktimklausel nicht; die

Regelungen über die erforderliche Ausgleichspflicht sind nicht an Artikel 14 Abs. 3 GG zu

messen65 (Louis 1999: 179 f.). Dies gewährt für die Honorierung ökologischer Leistungen der

Landwirtschaft im Sinne von ausgleichspflichtiger Inhalts- und Schrankenbestimmungen Raum

für neue Gestaltungsmöglichkeiten der Transaktion.

65 BGH, UPR 1992, 232

de jure Privateigentum

am ökologischen Gut Artikel 14 Abs. 1 S. 1 GG

„eingeschränktes“

de jure Privateigentum

am ökologischen Gut (ausgleichspflichtiges

Gemeineigentum)

„eingeschränktes“ gebilligtes de facto

Privateigentum am

ökologischen Gut (de jure Gemeineigentum)

Honorierung ökologischer Leistungen

Entschädigung

Subventionen

Erschwernis-/ Härteausgleich

de jure Gemeineigentum am

ökologischen Gut Artikel 14 Abs. 1 S. 2 GG

...wird durch Schaffung und Durchsetzung relativer Eigentumsrechte gewährleistet

...wird über Änderung absoluter Eigentumsrechte gewährleistet

Agrarumwelt-

maßnahmen

90 Kapitel 6

6 Rationalisierte Umweltziele als Ansatzstelle für die Honorierung ökologischer

Leistungen

6.1 Definition und Bedeutung rationalisierter Umweltziele

Ohne präzise, quantifizierte und messbare Ziele ist der Versuch, das Leitbild einer Nachhaltigen

Entwicklung in die gesellschaftliche Realität der Bundesrepublik Deutschland umzusetzen, zum

Scheitern verurteilt (vgl. UBA 1997a: 32, Barth & Köck (Hrsg.) 1997).

Umweltziele stellen im ökonomischen Sinne Stellvertreter einer sich über den Markt nicht

äußernden individuellen Nachfrage dar (vgl. Kap. 5). Der Ruf nach Leitbildern und daraus

abgeleiteten Umweltzielen in den letzten Jahren, besonders im Bereich des klassischen

Naturschutzes, ergibt sich im ökonomischen Verständnis aufgrund des Marktversagens im

Bereich der ökologischen Güter. Die Notwendigkeit der Zielentwicklung kann ökonomisch

begründet werden und sollte nicht als Planungs- oder Regulierungswut der heutigen Gesellschaft

missverstanden werden. Gesellschaftliche Ziele sind immer dort notwendig, wo die individuelle

Nachfrage über den Markt nicht die aktuellen Präferenzen der Gesellschaft (Normen

eingeschlossen) widerspiegelt (widerspiegeln kann), wo Kollektiventscheidungen notwendig

sind66.

Mit dem Eingeständnis, dass wirtschaftliche Entwicklung der maßgebliche Motor für die

Entwicklung der Natur- und Kulturlandschaft ist67, dass z. B. der aus heutiger Sicht positive

Einfluss der Landwirtschaft im Hinblick auf die Artenvielfalt in der Kulturlandschaft im letzten

Jahrhundert Nebenprodukt einer nach Effizienz strebenden Landwirtschaft war, kann daraus die

Schlussfolgerung gezogen werden, Umweltprobleme müssen als ökonomische Probleme

wahrgenommen und gelöst werden, Naturkapital muss ökonomisches Entscheidungskriterium

werden. Das Primat des Ökonomischen (Adam 1996) ist lediglich das Primat zweckrationaler

Entscheidungen im Sinne des methodologischen Individualismus. Auf das Primat des

Ökonomischen kann es nur eine Antwort geben: Es müssen inhaltlich fassbare Typen von

66„Oft müssen alle etwas Unterschiedliches tun – einer muss eine Feuchtwiese mähen, ein anderer einen Wald naturnah bewirtschaften usw. – dies gelingt nur nach einem gemeinsamen, vorher gefassten Plan. Wir sahen wiederholt, dass Kollektivanstrengungen und Pläne dem Prinzip des Individualismus keineswegs entgegenstehen müssen. ... Die Antithese zur Individualität ist nicht die Kollektivität, sondern die Despotie, die Ausnutzung kollektiver Arrangements zum Zwecke der Machtausübung, die ungerechtfertigten Einschränkungen des freien Willens anderer“ (Hampicke 1992: 384). 67 „Wir versuchen erst seit vergleichsweise kurzer Zeit, die Entwicklung zukünftiger Landschaften durch Gedanken des Natur- und Umweltschutzes zu beeinflussen und können dabei mit wachsenden Kenntnissen über ökologische Zusammenhänge zwar immer präziser Aussagen zu Chancen der Potentialförderung und Störungsminderung treffen, dieses Wissen stellt aber im besten Fall ein flexibles Gegengewicht dar; den Umfang der Realisierung bestimmten vor allem ökonomische Voraussetzungen und politische Strukturen“ (Roweck 1996: 137).


Naturkapital (vgl. Ott 2001) in Form von ökologischen Gütern wenigstens ansatzweise positiv

bestimmt werden. Die ökologischen Güter sind quasi die Grundeinheit einer Nachhaltigen

Entwicklung. In dieser Grundeinheit findet eine Verknüpfung der drei Säulen der Nachhaltigkeit

‚Ökologie’, ‚Ökonomie’ und ‚Soziales’ statt (vgl. Kap. 5.2). Die pessimistische Ausrichtung auf

die „Spielräume“68, die die wirtschaftliche Entwicklung dem Naturschutz überlässt, lässt Natur-

und Umweltschutz in der reaktiven Rolle verbleiben. Der Natur- und Umweltschutz hat im

ökonomischen Sinne (vgl. Internalisierungsansatz bzw. öffentliche Güter) weitaus bessere

Argumente und sollte sich nicht mit dem ‚Lückenfüller’ zufrieden geben. In Kapitel 3.1.3 wurde

vielmehr gezeigt, dass die Ökonomie im Sinne des Standard-Preis-Ansatzes auf das ‚Primat’

anderer Disziplinen angewiesen ist. „Rationale Umweltsteuerung setzt also zunächst ganz

allgemein voraus, dass umweltschützender Staatsinterventionismus auf bestimmte

gesellschaftliche Zielvorstellungen des Umweltressourcengebrauchs ausgerichtet werden kann,

kurz: dass operationale Zielgrößen der Steuerung überhaupt existieren“ (Gawel 1999: 243 f.).

„Unter Operationalisierung versteht man die Übersetzung von theoretischen Konstrukten in

Beobachtungsbegriffe, wir ersetzen also etwas, was wir nicht beobachten können, durch etwas,

was unseren Sinnen oder unseren Messgeräten zugänglich ist“ (Romahn 2003: 183).

Rationalisierte Ziele stellen operationalisierte ‚vernünftige’ Ziele (normative Vorgaben) dar, die

den Zweck einer Ziel-Mittel-Rationalität erfüllen. Zweckrationalität wird mit ökonomischen,

aber auch mit ordnungsrechtlichen Instrumenten verfolgt. „Ökonomik und Rechtswissenschaft

folgen gleichermaßen einem Konzept der Zweckrationalität. Unterschiedliche Beurteilungen von

umweltpolitischen Instrumenten aus ökonomischer und rechtlicher Sicht müssen daher entweder

auf unterschiedlichen Zielen bzw. Zwecken beruhen oder aber auf unterschiedliche Hypothesen

über instrumentelle Wirkungen zurückzuführen sein“ (Ewringmann 1999: 399). Der Zweck

bestimmt die Anforderungen, die rationale Ziele erfüllen müssen. Die Rationalisierbarkeit der

Ziele bestimmt umgekehrt den Zweck, den diese erfüllen können. Genau dieser Dualismus muss

bei der Entwicklung von Mitteln (Instrumenten) zur Erreichung von Zielen Beachtung finden.

Die einzelnen umweltpolitischen Instrumente weisen eine „höchst unterschiedliche Zielreferenz“

auf (Gawel 1999: 249).

68„Wenn der Umfang des Machbaren ohnehin nur wenig von den Ereignissen ökologischer Forschung abhängt, macht es Sinn, auch unsere Bewertungssysteme auszurichten auf eine maximale Nutzung der sich durch wechselnde ökonomische Rahmenbedingungen auftuenden Spielräume. Wenn Naturschutz im Wesentlichen als Lückenfüller agiert, dann sollte dies wenigstens auf eine Art und Weise geschehen, bei der zur Verfügung stehende Freiräume maximal genutzt werden können“ (Roweck 1996: 137).

92 Kapitel 6

Die Honorierung ökologischer Leistungen als ökonomisches Instrument bedarf einer

Rationalisierung im Sinne einer strikten Ziel-Mittel-Orientierung (Gawel 1999). Das

Anspruchsniveau umweltökonomischer Instrumente, wie der Honorierung ökologischer

Leistungen, ist faktisch höher als z. B. beim Ordnungsrecht (vgl. zur umweltpolitischen

Mengensteuerung Maier-Rigaud 1994: 17). Es müssen verbindliche substitutionale

Zielstrukturen geschaffen werden, die es gestatten würden, „bei der Mikroallokation

definitionsgemäß alles zuzulassen, was nur per Saldo mit der Zielbedingung vereinbar ist“

(Gawel 1999: 245) (vgl. Kap. 6.3.4)69. Ordnungsrecht kann sich unbestimmter Rechtsbegriffe

bedienen und damit formal regeln. Die Spezifizierung wird an die untergesetzliche Ebene

weitergeleitet bzw. von einer Einzelfallentscheidung abhängig gemacht. Einzelfallentschei-

dungen haben den Vorteil, dass man in vielen Fällen erst auf der Objektebene der Komplexität

ökologischer Systeme, der regionalen oder sogar lokalen naturräumlichen Vielfalt, gerecht

werden kann. Einschränkend muss jedoch auch berücksichtigt werden, dass damit in vielen

Fällen lediglich der Schein des ‚Geregelten’ aufgebaut, Recht geschaffen, aber aufgrund der

Unbestimmtheit teilweise nicht vollzogen wird (vgl. dazu auch ‚Symbolisches Umweltrecht’

Lübbe-Wolff 2000). Denn mit dem Rückgriff auf unbestimmte Rechtsbegriffe ist gerade noch

nicht der Schritt zu positivem Recht vollzogen. Umweltgesetze werden fast immer erst durch

Umweltstandards vollzugsreif. Vor allem unbestimmte Rechtsbegriffe, die den

aufrechtzuerhaltenden oder anzustrebenden Umweltzustand umschreiben, sind ohne solche

Konkretisierung nicht handhabbar. Deshalb kommt es entscheidend darauf an, von wem und in

welchem Verfahren etwa technische Regeln, Grenzwerte, Messverfahren festgelegt werden

(Salzwedel 1987, zu Grenzwerten grundlegend Winter (Hrsg.) 1986). Für den Naturschutz wies

Czybulka (2000: 17) darauf hin, dass nur das gut geschützt werden kann, was gut definiert ist.

Während im Ordnungsrecht also mit Hilfe unbestimmter Rechtsbegriffe formal eine Steuerung

erfolgen kann, sind für die Anwendung ökonomischer Instrumente verbindliche substitutionale

Zieldefinitionen erforderlich. Die Zieleinhaltung selbst garantiert dann annahmegemäß auch

zugleich ökologische Effektivität (vgl. Gawel 1999). Ist z. B. das umweltpolitische Ziel eine

Verminderung der Emission von Stickstoff um 50 % in einem definierten Honorierungsgebiet, so

darf es für die Effektivität (ökologische Wirkung) keinen Unterschied machen, wo die Emission

verringert wird. Die möglichen Allokationen müssen einander ökologisch äquivalent sein und

69 Bei ökonomischen Instrumenten, wie der Honorierung ökologischer Leistungen, sind abschließende Verträge notwendige und keine relationalen Verträge (vgl. zu relationalen Verträgen, in denen lediglich die „Beherrschung und Überwachung“ von Vertragsbeziehungen geregelt werden, Williamson 1990: 36).


dies in räumlicher, zeitlicher und sachlicher Dimension (vgl. u. a Michaelis 1996, SRU 1994,

Huckestein 1993).

Derart rationalisierte Ziele, die eine Ziel-Mittel-Orientierung erlauben, haben Eigenschaften von

Indikatoren im Sinne von Umweltindikatoren.

In dieser Arbeit wird folgende Definition von rationalisierten Umweltzielen verwendet:

Umweltziele. Die Agrarumweltindikatoren sind dabei repräsentative Mess- und Kenngrößen von

Qualitätszielen der durch die agrarische Nutzung modifizierten Umwelt, die rationales Handeln

ermöglichen. Das Umweltziel ist das Indikandum (Sinn des Indikators), der Zweck der

Indikatoren ist die Verbindung von Ziel und Mittel zur Erreichung des Ziels.

Das Problem der Rationalisierung von Umweltzielen spitzt sich im Bereich der Honorierung

ökologischer Leistungen der Landwirtschaft auf die Entwicklung von Agrarumweltindikatoren

zu, die rationales Handeln ermöglichen. Agrarumweltindikatoren im hier diskutierten

Zusammenhang sollen es ermöglichen, die angestrebte Allokation ökologischer Güter (nützliche

Umweltziele) auf kürzestem Wege zu erreichen (zum zugrunde liegenden Verständnis von

„rationalem Handeln“ vgl. Fechner, 1956: 98). Dies entspricht bei Erweiterung des

Effizienzkriteriums um das Distributionskriterium der ‚Gerechtigkeit’ nicht nur dem

‚ökonomischen’, sondern auch dem ‚juristischen’ Rationalitätsverständnis, wonach gesetzliche

Regulierung dann rational ist, „wenn es ihr gelingt, die intendierten Ziele auf möglichst

(ressourcen-)schonendem Wege zu erreichen und dabei der Gerechtigkeitsidee70 zu entsprechen“

(Führ 1999: 195). Als Voraussetzung für eine effiziente Allokation ökologischer Güter wurde in

Kapitel 5 die Schaffung bzw. Änderung sowie die Durchsetzung von Eigentumsrechten

diskutiert. Die hier diskutierten Agrarumweltindikatoren müssen demnach den Zweck der

Schaffung und Durchsetzung von Eigentumsrechten erfüllen (vgl. Kap. 6.3.3). Die Zuweisung

der Eigentumsrechte an ökologischen Gütern ermöglicht erst eine Einbeziehung dieser Güter in

rationale Entscheidungen, ermöglicht eine „Investition in Naturkapital“ (vgl. Daly 1999).

Der Ansatz, Umweltziele über eine ökonomische Integration zu realisieren, ist alles andere als

neu. Vielmehr ist dieser Ansatz im Sinne des ‚Internalisierungskonzeptes’ in der Ökologischen

70 Die Gerechtigkeitsidee im Einzelfall mit Leben zu füllen bedeutet „für den konkreten Regelungsbereich eine jeweils spezifische Balancierung zu suchen von Gleichheit und Gegenseitigkeit vor dem Hintergrund des Prinzips der Verallgemeinerung; mithin eine Balancierung jener Elemente, die Kant im kategorischen Imperativ zusammenführt (Führ 1999: 194, vgl. auch Hruschka 1987).

94 Kapitel 6

Ökonomie aber auch in der Ressourcenökonomie im Zusammenhang mit der Nachhaltigen

Entwicklung das zentrale Thema. Das Integrationskonzept hebt sich von dem so genannten

Säulen-Modell (Umwelt, Soziales, Ökonomie) der Nachhaltigen Entwicklung ab (vgl. Enquete-

Kommission „Schutz des Menschen und der Umwelt“ 1998). Als Fehler des Säulen-Modells

kann angesehen werden, dass es die Ebene der eigentlichen Konzeptionalisierung überspringt.

Dadurch ist es trotz seiner vordergründigen politischen Anschlussfähigkeit wohl auch für die

Politik letztlich nur als rhetorische Mehrzweckfloskel im Dienste symbolischer Umweltpolitik

(kritisch zur symbolischen Umweltpolitik Lübbe-Wolff 2000) attraktiv. Im ernsthaften

politischen Geschäft ist es unklar, worin der Mehrwert der Nachhaltigkeitsidee gegenüber den

etablierten Feldern der Wirtschafts-, Wissenschafts-, Sozial-, Bildungs- und Umweltpolitik

sowie der Integration von Zielen im Rahmen der Ressortabstimmung liegt. Das Konzept öffnet

der Beliebigkeit Tür und Tor. Die Säulen fungieren gleichsam wie „Wunschzettel“ (Brand &

Jochum 2001: 75), in die unterschiedliche Akteure ihre Positionen und Interessen eintragen

können (Ott 2002, SRU 2002a). In gleicher Richtung argumentiert der Rat von Sachverständigen

für Umweltfragen, indem er kritisch anmerkt, dass die Nachhaltigkeitsidee untergraben werde,

wenn die Idee jeweils in den drei Säulen Ökologie, Ökonomie und Soziales unabhängig

voneinander realisiert werden soll (vgl. SRU 1994). Versteht man Nachhaltigkeit als eine Art

von Dach, das von den diversen Säulen getragen wird, erhöht dies die Verwirrung nur (Ott

2002). Maßgebende Indikatorensysteme für eine Nachhaltige Entwicklung setzen sich daher über

die eindimensionale Zielsetzung ‚Ökonomie’, ‚Ökologie’ und ‚Soziales’ hinweg und bilden

gezielt mehr als eine Dimension durch mehrere Indikatoren ab (vgl. UN 2001, Jörissen et al.

1999). Schlüsselwort für das Gesamtkonzept der Nachhaltigkeit ist in den international

ausschlaggebenden Dokumenten (Brundtland-Bericht, Agenda 21, UN-Indikatoren)

„Integration“ und nicht „Kompromiss“ (vgl. Morosini et al. 2001b).

Dass ein Integrationskonzept jedoch bei fehlender Möglichkeit der individuellen

Präferenzermittlung auf eine Umweltzielqualifikation mit hohen Ansprüchen angewiesen ist,

wird vielfach zu wenig diskutiert71. „Mit den Fragen, ob eine derartige Zielstruktur jeweils

überhaupt existiert oder auch nur sinnvoll errichtet werden kann, hat sich die Ökonomik bisher

freilich kaum auseinandergesetzt. Stattdessen werden entsprechende ‚Gegebenheiten’ für den

Einsatz ökonomischer Modellinstrumente kurzerhand postuliert“ (Gawel 1999: 245). Dies ist

71 Eingehender diskutiert wird hingegen im Rahmen der Umweltökonomie das Problem der Rationalisierung aus dem Blickwinkel der Politischen Ökonomie vgl. u.a. Endres & Finus 1997, Franke 1996, Kirsch 1997, Zimmermann 2000.


besonders verwunderlich, da das Fehlen derartiger quantifizierbarer Indikatoren im Sinne von

rationalisierten Umweltzielen im Bereich des Ordnungsrechtes seit Jahrzehnten in der

Rechtswissenschaft diskutiert wird (vgl. z. B. Breuer 2000).

Von Seiten der ökosystemaren Forschung liegt in den Anforderungen, die rationalisierte

Umweltziele erfüllen müssen, das größte Hindernis, das einer Internalisierung entgegensteht.

Eine Nachhaltige Entwicklung in dem hier vertretenen Verständnis ist jedoch ohne rationalisierte

Ziele nicht möglich. Den Anforderungen und damit verbundenen Problemen der

Rationalisierung von Zielen im Sinne der Entwicklung der oben beschriebenen Indikatoren

widmet sich Kapitel 6.3. Im Kapitel 8 wird anhand aktueller Beispiele demonstriert, dass eine

Rationalisierung der Ziele und die Verknüpfung selbst mit ergebnisorientierten

Honorierungsinstrumenten sowohl im biotischen als auch abiotischen Bereich möglich sind.

6.2 Minimierungsstrategie als Alternative zur umweltzielorientierten Strategie

6.2.1 Abgrenzung der Minimierungsstrategie von der umweltzielorientierten

Strategie

Eine Alternative zur umweltzielorientierten Strategie stellt die Minimierungsstrategie dar72 (vgl.

z. B. Roweck 1995). Im Weiteren soll der grundsätzliche Ansatz dieser Minimierungsstrategie

diskutiert werden.

Die Minimierungsstrategie unterscheidet sich von der umweltzielorientierten Strategie dadurch,

dass kein Bezug zu Umweltzielen hergestellt wird. Bei der Minimierungsstrategie erfolgt eine

Ausrichtung an Mitteln statt an Zielen (vgl. Rehbinder 1997: 313). Ansatzstelle der Steuerung

sind keine Maßnahmen-Indikatoren sondern Maßnahmen. Damit entziehen sich

Minimierungsmaßnahmen einer systematischen Erfolgskontrolle. Die Maßnahmen sind Ziel und

zugleich Mittel. Der Erfolg muss als gegeben betrachtet werden, wenn die Maßnahme korrekt

durchgeführt wurde. Eigentumsrechte setzen an Maßnahmen an.

Im Gegensatz dazu sind Maßnahmen zu sehen, die zu Umweltqualitätszielen in direkter

Verbindung im Sinne einer Ziel-Mittel-Beziehung stehen. Werden Eigentumsrechte an derartige

Maßnahmen geknüpft, stehen die Maßnahmen zu den Umweltqualitätszielen in einer Indikator-

Indikandum-Beziehung (vgl. Kap. 6.1). Werden Eigentumsrechte an derartige Maßnahmen-

72 Minimierung im Verständnis einer Reduktion des Eingreifens.

96 Kapitel 6

Indikatoren geknüpft, wird die Schaffung der Eigentumsrechte der umweltqualitätsziel-

orientierten Strategie zugeordnet. Eine Effizienzbetrachtung und Erfolgskontrolle ist prinzipiell

möglich. In Abbildung 16 wird die Unterscheidung der umweltzielorientierten Strategie und der

Minimierungsstrategie auf der Grundlage der Ansatzstelle für Eigentumsrechte dargestellt.

Abbildung 16: Vorsorgestrategien der Umweltpolitik und deren mögliche Ansatzstellen für entsprechende

Eigentumsrechte

Die Begründung für die Verknüpfung von Eigentumsrechten mit Maßnahmen-Indikatoren

anstelle von Zustands-Indikatoren liegt aus ökonomischer Sicht bei den Transaktionskosten.

Neben Transaktionskosten der Zielentwicklung sind weitere Transaktionskosten des

„Institutionellen“ (Gawel 1996: 23) für eine Schaffung und Durchsetzung von effizienten

absoluten Eigentumsrechten notwendig. Neben den Kosten für die Zielentwicklung spielen vor

allen Dingen Überwachungskosten eine entscheidende Rolle (vgl. z. B. Huckestein 1993). Bei

der Schaffung und Durchsetzung von relativen Eigentumsrechten als Voraussetzung für

ökonomische Instrumente kommen weitere Kostengesichtpunkte hinzu (z. B. Kosten für die

Koordination über Märkte – Suchkosten). Die Bedeutung von Transaktionskosten wurde bereits

ausführlich in Kapitel 5.4.2 diskutiert.

Umwelthandlungsziele können eine Alternative zu Umweltqualitätszielen darstellen, wenn diese

nicht quantitativ ausgedrückt werden können. In diesen Fällen können Maßnahmen, die einen

Beitrag zum Erreichen des Ziels leisten, zur Konkretisierung des Umweltziels herangezogen

werden (Köck 1997b). In diesem Verständnis operationalisieren die Maßnahmen die

nein

Umweltqualitätszielorientierte Strategie Minimierungsstrategie

Ansatzstelle der Eigentumsrechte:

Zustands-Indikator


Maßnahmen-Indikator


Maßnahmen

Bezug zu rationalisierten Umweltqualitätszielen

ja


Umweltqualitätsziele (Rehbinder 1997). Dabei können den Zustands-Indikatoren auch

Immissions-Indikatoren und den Maßnahmen-Indikatoren Emissions-Indikatoren zugeordnet

werden (vgl. Kap. 6.3.1).

Wenn eine Indikator-Indikandum-Beziehung zwischen der Maßnahme und dem Umweltziel

vorliegt, kann die ‚Ansatzstelle’ Maßnahmen-Indikator bei Berücksichtigung aller

Transaktionskosten die effiziente sein.

Formell ist strikt zwischen der Minimierungsstrategie, bei der Eigentumsrechte an Maßnahmen

geknüpft werden, und der umweltzielorientierten Strategie, bei der die Eigentumsrechte an

Zustands- oder Maßnahmen-Indikatoren geknüpft werden, zu unterscheiden (vgl. Abbildung 16).

Diese Unterscheidung spielt gerade für die Anwendung von ökonomischen Instrumenten zur

effizienten Allokation der Eigentumsrechte eine entscheidende Rolle, wie die in Kapitel 6.2.2

folgenden Betrachtungen zeigen.

6.2.2 Minimierungsstrategie – tatsächlich eine Alternative zur umweltzielorientierten

Strategie?

Das Verständnis, dass rationale Umweltpolitik lediglich an qualifizierten Zielen ansetzen kann,

steht in einem gewissen Widerspruch zur realen (Agrar-)Umweltpolitik. Tatsächlich findet

sowohl im Ordnungsrecht als auch im Bereich der Honorierungsinstrumente der Landwirtschaft

überwiegend eine Orientierung auf die Minimierungsstrategie statt.

Der Minimierungsstrategie liegen keine (es bedarf dieser nicht!) im Voraus exakt festgelegten

Umweltqualitätsziele zugrunde, sondern das Ziel ist z. B. im zentralen Bereich der Stoffeinträge

darauf gerichtet, „einzelbezogene Stoffeintragsreduktion nach technischer Möglichkeit zu

verfügen“ (vgl. Köck 1999a: 331). Allgemeiner formuliert, wird mit dieser

Minimierungsstrategie beabsichtigt, die mit menschlichen Aktivitäten verbundenen negativen

Auswirkungen auf die ‚Ökosysteme’ so gering wie möglich zu halten. Dass es dabei nicht um

eine Totalvermeidung gehen kann, ist rechtlich festgelegt. Die in Artikel 20a GG begründete

Pflicht des Staates zum Umweltschutz beinhaltet nicht, dass der Gesetzgeber normativ

verpflichtet wäre, jeden Umweltschaden zu verhindern oder gar jede Gefahr eines

Umweltschadens im Vorfeld abzuwehren. „Umweltschutz ist nicht ein absolutes bzw. prioritäres,

sondern ein relatives, im Verhältnis zu anderen Schutzgütern auszubalancierendes und

auszugleichendes Schutzgut“ (Scholz 1996: Rn 41, vgl. statt vieler Murswiek 1996). Es bedarf in

der Konsequenz einer Referenz, erst dadurch erhält die Minimierungsstrategie ihren

Umsetzungsbezug. Wenn die Antwort auf die Frage „Wie viel Natur brauchen wir denn

98 Kapitel 6

eigentlich?“ die ist: „So viel wie möglich“ (Roweck 1996: 129), wird der Referenzbedarf

überdeutlich73.

In der Praxis orientieren sich Minimierungsgebote daher regelmäßig an der wirtschaftlichen

Vertretbarkeit und dem ‚Stand der Technik’ bzw. dem ‚Stand der Wissenschaft und Technik’

(vgl. UBA 1994). Die Minimierungsstrategie wird auch als ‚technikorientierte Strategie’

bezeichnet. Eine Legaldefinition zum ‚Stand der Technik’ gibt z. B. das Bundes-

Immissionsschutzgesetz: „Entwicklungsstand fortschrittlicher Verfahren, Einrichtungen oder

Betriebsweisen, der die praktische Eignung einer Maßnahme zur Begrenzung von Emissionen

gesichert erscheinen lässt“ (§ 3 Abs. 6 S. 1 BImSchG), oder das Wasserhaushaltsgesetz: „Stand

der Technik ... ist der Entwicklungsstand technisch und wirtschaftlich durchführbarer

fortschrittlicher Verfahren, Einrichtungen oder Betriebsweisen, die als beste verfügbare

Techniken zur Begrenzung von Emissionen praktisch geeignet sind“ (§ 7a S. 5 WHG). Dabei ist

neben der Fortschrittlichkeit und der Gewähr für die praktische Eignung einer technischen

Maßnahme insbesondere auch die wirtschaftliche Durchführbarkeit zu berücksichtigen. Es reicht

nach § 7 a WHG nicht mehr aus, dass die praktische Eignung einer Maßnahme zur

Emissionsbegrenzung als gesichert erscheint. Es wird explizit verlangt, dass die Techniken

praktisch geeignet sind, das heißt, neben den wissenschaftlich-technischen Kriterien muss auch

die wirtschaftliche Durchführbarkeit sichergestellt sein (Pennekamp 1999).

Rückblickend auf die Überlegungen zur starken Nachhaltigkeit (vgl. Kap. 5.2) kann die

Minimierungsstrategie prinzipiell unterstützt werden, die Frage ist jedoch, ob bei der Referenz

‚Stand der Technik’ tatsächlich ‚so viel wie möglich Natur’ vor dem Hintergrund

wirtschaftlicher Entwicklung erhalten bleibt? Es ist klar, dass Referenzen wie ‚Stand der

Technik’ einer Präzisierung bedürfen. Dies geschieht im Rahmen der Standardsetzung in

Verordnungen und Verwaltungsvorschriften. Dabei weist Gawel (2000: 114) auf das Problem

hin, dass das Ordnungsrecht nicht nur u. U. entbehrliche Individualisierungen umweltpolitischer

Allokationsvorgaben schafft, sondern darüber hinaus sogar zur Fixierung konkreter technischer

Lösungen neigt, dem Normadressaten also zugleich den Weg zur Erfüllung der ihm gestellten

Anforderungen vorschreibt. Die Emissionsstrategie wird zum großen Teil über

Referenztechnologien umgesetzt. Selbst wenn es zu Emissionswerten als Richt- oder Grenzwerte

kommt, stellen diese „lediglich Konkretisierungen bestimmter Techniklösungen“ dar. „Sie

73 Diese Forderung resultiert aus der Erkenntnis der Vielfalt ökologischer Systeme und der damit verbundenen Unsicherheit bzgl. von Aussagen zur Entwicklung sowie Aussagen auf der Typusebene. Gerade diese sind jedoch in den meisten Fällen Voraussetzung für aktive Steuerung (vgl. auch Kap. 6.3.5.1).


müssen auch durch entsprechend machbare Lösungen konkret gedeckt sein, gerade weil sie

umweltqualitätsunabhängig eingefordert werden und dem Verhältnismäßigkeitsgebot

unterliegen“ (ebd.: 116). Merkel (1989: 66) beschreibt das Dilemma, in dem sich die

Gesetzgeber bei der Verordnung von Grenzwerten nach dem ‚Stand der Technik’ befinden: „Die

Technik schreibt dem Recht vor, welche Grenzen das Recht der Technik vorschreiben darf“

(zitiert in Michaelis 1996: 50). Dabei kommt es zum viel beschriebenen „Stagnationskartell der

Insider“ (Endres 1994: 131). Der technologische Wettbewerb ist nicht an der bestmöglichen

Vermeidung von Belastungen ausgerichtet, sondern auf die kostenminimierende Einhaltung von

administrativ vorgegebenen Technologienormen reduziert. „Das Erfordernis der wirtschaftlichen

Durchführbarkeit verleiht dem Normadressaten Macht, die Entwicklung grundlegender

umwelttechnischer Neuerungen zu blockieren und betriebliche Informationen über verfügbare

Potentiale einer verbesserten Emissionsvermeidung nicht zur Weiterentwicklung des Standes der

Technik zu nutzen. Daher ist von einem passiven Verhalten der Anbieter relevanter

Informationen auszugehen, das sich primär auf die Erfüllung des durch Verwaltungsvorschriften

determinierten technischen Status quo beschränkt“ (Pennekamp 1999: 220). Praktische

Umweltpolitik der Minimierungsstrategie stellt sich „als mengenweiche Richtungs-

(Demeritorisierungs-)Politik dar, die ihre ‚impliziten Ziele’ an technische Machbarkeitsnormen

der Rückhaltetechnik überantwortet (‚Stand der Technik’) und ihre Zielerfüllung an die

Leistungen eines dezentralen, einzelfallorientierten Vollzugsapparates delegiert“ (Gawel 1999:

250, vgl. auch Gawel 1995: 217 ff.). Die technikorientierte Vorsorgestrategie ist das Gegenteil

einer ökonomischen Preis- und Mengensteuerung (Meßerschmidt 1999: 366). Von Seiten der

Ökonomie, aber auch der Rechtswissenschaft werden gegen diese Minimierungsstrategie immer

wieder Vorbehalte und Effizienzvorwürfe geäußert (z. B. Rehbinder 1989, Kloepfer & Reinert

1995, Steinberg 1998, Gawel 1994, Gawel 1999, Gawel 200074). Stellvertretend für die

Effizienzkritik: „Emissionsströme werden nicht wirkungsorientiert gesteuert, sondern im Wege

pauschaler Minderungen, die mancherorts zu gering, mancherorts dagegen übertrieben ausfallen

dürfen. Fälschlicherweise gehen schadstofffixierte Steuerungsmuster oft einher mit einer

fallweisen Regulierungspräferenz zugunsten einzelner Sektoren. So provoziert sie

sektorspezifische Lösungen, obwohl eine ökonomisch rationale Zielfindung eine

sektorübergreifende Sicht erfordert. Nur so wäre gewährleistet, dass derjenige zur

Emissionsminderung beiträgt, der dies am kostengünstigsten bewerkstelligen kann. Damit sind

74 bzgl. der Vorgabe der Mittel (Referenztechnologie) vgl. auch die Kritik zur maßnahmenorientierten Honorierung (Kap. 4.2.2)

100 Kapitel 6

die volkswirtschaftlichen Kosten der Emissionsorientierung insgesamt hoch“ (Ewers & Hassel

2000: 49).

Wird die Minimierungsstrategie im Lichte der Eigentumsrechte betrachtet, so werden hierbei

stets unvollständige Eigentumsrechte an dem knappen Gut verteilt. Erlaubt ist alles was nicht

verboten ist. Allgemein trifft jedoch zu, was Gawel (1994: 89) über Eigentumsrechte im Zuge

von Genehmigungen ausführte. Wie bei traditionellen Genehmigungsbescheiden werden

wirtschaftliche Handlungsrechte über Umweltmedien gewährt. Diese stellen jedoch keine Lizenz

(‚Zertifikat’) im wirtschaftstheoretischen Sinne dar. Der Abstand eines traditionellen

Genehmigungsbescheides von vollkommen spezifizierten, unabgeschwächten und vollkommen

zugewiesenen Verfügungsrechten „im Sinne des property rights-Paradigmas bedarf erst noch der

detaillierten Klärung und bleibt eine Herausforderung für die umweltökonomische Forschung“

(Gawel 1994: 89).

Mit jeder Änderung der wirtschaftlichen Rahmenbedingungen, die Auswirkungen auf das

knappe ökologische Gut haben, muss von Seiten des Staates überprüft werden, ob

gegebenenfalls neue Verfügungsrechte geschaffen werden müssen. Der zentrale

Regulierungsbedarf ist als hoch anzusehen. Die zentrale staatliche Anpassung ist der

wirtschaftlichen Entwicklung nachgeschaltet. Es kann von einer zentralen, reaktiven Strategie

gesprochen werden, für deren Durchsetzung jedoch ein dezentraler, einzelfallorientierter

Vollzugsapparat notwendig ist (s.o.).

Würden effiziente, vollkommene Eigentumsrechte an den knappen ökologischen Gütern

vergeben, muss der Staat lediglich bei auftretenden Knappheiten bzw. entsprechender Nachfrage

nach dem ökologischen Gut Eigentumsrechte schaffen. Die Eigentumsrechte bestimmen dann

die künftige wirtschaftliche Entwicklung bzgl. des knappen Gutes. Die jeweiligen

wirtschaftlichen Anpassungsvorgänge erfolgen durch die Wirtschaftssubjekte dezentral. Es kann

von einer dezentralen, reaktiven Strategie gesprochen werden. Diese Strategie ist davon

abhängig, ob die Eigentumsrechte das jeweils knappe ökologische Gut vollständig erfassen.

Dabei müssen die Eigentumsrechte an den ökologischen Gütern gewährleisten, dass die

ökosystemaren Fähigkeiten zur Produktion dieser Güter erhalten bleiben (vgl. Kap. 5.2). Diese

vollständige Erfassung kann an den Eigenschaften ökologischer Güter und den Problemen im

Zuge des Ermittlungsvorgangs (Umweltzielentwicklung) scheitern (vgl. Kap. 6.3.5). Von daher

besteht auch hier die Möglichkeit von Ineffizienz. Der zentrale Regulierungsbedarf, der dadurch

auftritt, dürfte jedoch geringer sein als bei der Minimierungsstrategie.


Was macht jedoch den Charme der Minimierungsstrategie in Politik und auch in der

Wissenschaft aus? Was ist der Grund, dass dieser Ansatz das aktuelle Ordnungsrecht bestimmt

und, wie sich noch zeigen wird, selbst bei ‚ökonomischen’ Instrumenten, wie der Honorierung

(bei der Eigentumsrechte an Maßnahmen und nicht an Maßnahmen-Indikatoren geknüpft

werden) ökologischer Leistungen, angewendet wird (vgl. Kap. 7.2.2.4)? „Und doch beweisen

Technikregeln erstaunliches Beharrungsvermögen nicht nur wegen der Bedienung wichtiger

Regulierungsinteressen auf politischer, administrativer und Adressatenseite, sondern betören

auch aufgrund ihrer intuitiven Nachvollziehbarkeit: Die ‚Magie des technisch Möglichen’

(Bonus 1985: 368), die ‚Faszination des Unmittelbaren’ (SRU 1978), die ‚verlockende

intellektuelle Einfachheit’ (Hansmeyer 1988: 241) oder der ‚Charme des Unverbindlichen’

(Gawel & Ewringmann 1994: 296) sind auch von Ökonomen – halb bewundernd, halb

schauernd – poetisch besungen worden“ (Gawel 1999: 25).

Ein unbestreitbarer Vorzug des Minimierungsansatzes ist die Möglichkeit, nicht vorhersehbare

bzw. nicht quantifizierbare Risiken berücksichtigen zu können. „Die technikorientierte Strategie

bietet in Risikosituationen erhebliche Vorteile: Sie erlaubt es, Maßnahmen zu treffen, bevor

festgestellt wird, welches Ausmaß das Risiko tatsächlich besitzt“ (Steinberg 1998: 106) (vgl.

auch Kap. 6.3.5). Die Minimierungsstrategie wird von daher auch als ‚juristische Antwort’ auf

den allgemeinen umweltpolitischen Grundsatz des ‚Vorsorgeprinzips’ angesehen (in diesem

Sinne vgl. Niederstadt 1998). Das Vorsorgeprinzip drückt aus, dass sich Umweltpolitik nicht in

der Beseitigung eingetretener Schäden und der Abwehr drohender Gefahren erschöpft, sondern

außerdem die langfristige Bewahrung und schonende Inanspruchnahme der natürlichen

Lebensgrundlage umfasst (Deutsche Bundesregierung 1986). Es werden zwei sich nicht

gegenseitig ausschließende Bedeutungsvarianten vertreten. Die eine Variante betrachtet das

Vorsorgeprinzip im Sinne der Minimierungsstrategie unter dem Sicherheitsaspekt als Risiko-

bzw. Gefahrenvorsorge, die auf die (auch langfristige) Steuerung von Risiken oberhalb der

Gefahrenabwehr hinausläuft (vgl. u. a. Köck 1999b). Die zweite „bewirtschaftungsrechtliche

Variante“ (Kloepfer & Reinert 1995: 88) verbindet mit dem Vorsorgeprinzip die Funktion,

Umweltressourcen im Interesse künftiger Nutzungen zu schonen und im Hinblick auf diese

Nutzungen ‚Freiräume’ zu schaffen für künftige Lebensräume (Räume für Besiedlung und

Erholung, auch für Naturschutz und Landschaftspflege), aber auch als Belastbarkeitsreserven für

zukünftige Industrieansiedlungen. „Gerade die Vorhaltung von Belastbarkeitsreserven setzt aber

eine langfristige Sicherung der ökologischen Funktionen der Umweltmedien und der Erhaltung

des natürlichen Regenerationspotentials voraus. Das Vorsorgeprinzip könnte in dieser Auslegung

durchaus als Stütze für eine gegenüber dem bisherigen Stand sehr viel weitergehende, an der

102 Kapitel 6

natürlichen Assimilationskapazität orientierte Belastungsminimierung, dienen“ (Kloepfer &

Reinert 1995: 88 f).

Aus juristischer Sicht hat das Vorsorgeprinzip eine Funktion als umweltrechtliches

Strukturprinzip bzw. als allgemeines Rechtsprinzip (z. B. Art. 34 EV) und findet konkrete

Ausgestaltung in umweltrechtlichen Normen (z. B. § 1a Abs. 1 Satz 6, 7a WHG). Die rechtliche

Festschreibung in Artikel 34 EV hat das Prinzip zwar bundesrechtlich verankert, es ist aber

zweifelhaft, ob dies spürbare Folgen für das besondere Umweltrecht hat (Kloepfer & Reinert

1995).

Die Minimierungsstrategie mit der Referenz ‚Stand der Technik’ als alleiniges Mittel des

juristischen Vorsorgeprinzips wird jedoch von juristischer Seite kritisiert. Besonders kritisch

gesehen wird dabei, wenn das Vorsorgeprinzip zum Gebot der wirkungsunabhängigen

Emissionsminimierung führt (vgl. v. Lersner 1994). Wenn sich Emissionsminimierung nicht

wenigstens ansatzweise an den Wirkungen orientiert, können selbst Eingriffszunahmen noch als

Minimierungsstrategie verkauft werden. Das Beispiel des Klimaschutzprogramms der USA

verdeutlicht die Schwächen der an den Emissionen orientierten Minimierungsstrategie. So sollen

die spezifischen Emissionen der USA pro $ Bruttoinlandsprodukt zwischen 2002 und 2012 um

insgesamt 18 % gesenkt werden, d. h. die Energieeffizienz soll um 18 % steigen. Dieses Ziel ist

wenig ehrgeizig, denn die Energieeffizienz wäre bei einem Fortschreiben der bisherigen

Produktivitätsentwicklung voraussichtlich ohnehin um ca. 15 % angestiegen. Wenn die

Wirtschaft in den USA weiter wächst, wird die angestrebte Energieeffizienzsteigerung nivelliert

oder sogar überkompensiert. Bei einem angenommenen Wirtschaftswachstum von 3 % pro Jahr,

werden die absoluten Emissionen der USA im Jahr 2012 trotz der Energieeffizienzsteigerungen

um 24,5 % über denen von 1990 liegen. Zum Vergleich: Nach dem Kyoto-Protokoll wird die EU

bis 2012 ihre Emissionen um 8 % unter das Niveau von 1990 bringen, Japan leistet eine

Reduktion von 6 % und das ursprüngliche Kyoto-Ziel für die USA, das US-Präsident Clinton

1997 akzeptierte, war eine Reduktion um 7 %.

In dieser Art bleibt die Minimierungsstrategie in einem permanenten Krisenmanagement stecken

und versagt besonders in den Fällen, wo sich verschiedene Umweltbelastungen in einem Raum

summieren und Gefahrenschwellen überschritten werden (Volkmann 1999). Prinzipiell wird

anerkannt, dass die bisher dominierende Variante des Vorsorgeprinzips seine Berechtigung hat.

In Frage gestellt wird allerdings die Durchschlagskraft, wenn es um den Zweck des umfassenden

„Naturhaushaltsschutzes“ geht: „Im Hinblick auf einen ökosystemaren Ansatz wäre die

Entwicklung der bewirtschaftungsrechtlichen Variante des Vorsorgeprinzips zu einem Gebot der


Belastungsminimierung wünschenswert, das sich an der natürlichen Belastungskapazität

orientiert“ (Steinberg 1998: 107). Referenz wäre hier also an Stelle des ‚Stand der Technik’ die

‚natürliche Belastungskapazität’. ‚Natürliche Belastungskapazität’ macht jedoch nur Sinn als

Aufrechterhaltung der Fähigkeit ökologischer Systeme, ökologische Güter zu produzieren (vgl.

Kap. 5.2). Damit würde der Aspekt der Vorsorge wegfallen, bei dem es um ökologische Güter

geht, für die weder Angebot noch Nachfrage zu bestimmen sind, denen aber ein Optionswert

zugesprochen werden kann.

An dieser Stelle soll der Ansatz der ‚Ökologischen Integrität’ (Barkmann et al. 2001) als

Leitlinie zur Vorsorge vor unspezifischen ökologischen Risiken im Rahmen Nachhaltiger

Entwicklung als umweltzielorientiertes Gegenüber der technisch orientierten Minimierungs-

strategie kurz betrachtet werden. Die Leitlinie soll darauf abzielen, die Leistungsfähigkeit des

Naturhaushalts als natürliche Lebensgrundlage des Menschen langfristig zu erhalten, indem die

ökosystemaren Prozesse und Strukturen, die die Voraussetzung für die Selbstorganisations-

fähigkeit von Ökosystemen bilden, geschützt werden. Ausgangspunkt ist ein dynamisches

Ökosystemkonzept. Die Ableitung der Selbstorganisationsfähigkeit baut auf Erkenntnissen der

thermodynamischen Ökosystemtheorie auf. Es werden acht Indikatoren des Selbstorganisations-

grades bzw. der Selbstorganisationsfähigkeit von Ökosystemen abgeleitet. Dieser Ansatz

verdient schon von daher Beachtung, da er eine Erfassung der unspezifischen Risiken anstrebt,

also die Lücke zu füllen versucht, die aufgrund der Unsicherheit beim Ansatz der ökologischen

Güter immer bestehen wird. Andererseits zeigen sich die Grenzen einer derartigen Leitlinie zur

Vorsorge relativ schnell und es bleibt abzuwarten, ob derartige Ansätze praxisrelevant werden

können.

Von Optionswert soll im Zusammenhang mit ökonomischer Bewertung unter Unsicherheit

gesprochen werden (zur Definition von Optionswert vgl. z. B. Weisbrod 1964, Smith 1987,

Marggraf & Streb 1997)75. Unsicherheit bedeutet, dass die Folgen von individuellem oder

kollektivem Tun oder Unterlassen auch von Einflüssen abhängen, die weder (voll) kontrollierbar

noch in konkreter Ausprägung im Voraus bekannt sind, sei es, dass zwar die direkten, nicht aber

die jeweils konkret eintretenden Folgen im Voraus bekannt sind, oder dass nicht alle denkbaren

Folgen bekannt sind, weil bisher Unbekanntes auftreten kann (Holzheu 1987: 12). Unsicherheit

beschreibt eine Situation, in der dem Individuum keine objektiven Wahrscheinlichkeiten bekannt

75 Dabei wird davon ausgegangen, dass der Zinssatz auf den Preisreferenzsatz ‚reduziert’ ist, der Zinssatz also nicht die Unsicherheit abfängt.

104 Kapitel 6

sind oder aber nur sehr geringes Vertrauen in die Wahrscheinlichkeit besteht (Schuldt 1997:

148)76. Ein Optionswert ergibt sich in Anlehnung an Weisbrod (1964), im Zusammenhang mit

Unsicherheit über die künftige Nachfrage nach dem ökologischen Gut und aus der Unsicherheit

bzgl. des künftigen Angebotes (vgl. Schneider 2001). Er beinhaltet den Wert, den Menschen der

Aufrechterhaltung von Optionen beimessen und ist damit entscheidend vom Risikoverhalten

abhängig77. Die Existenz von Unsicherheit über zukünftige Nutzungsmöglichkeiten eines

ökologischen Gutes erhöht den Nettonutzen des betreffenden Gutes bzw. reduziert den

Nettonutzen umweltbelastender Aktivitäten (vgl. Arrow & Fischer 1974).

Dass die Minimierungsstrategie die bisher einzige Möglichkeit ist, auf Optionswerte zu

reagieren, bringt die tatsächliche Bedeutung dieser Strategie zum Ausdruck. Es wurde in Kapitel

6.1 darauf hingewiesen, dass bei zielorientierten Ansätzen immer erst dann Handeln möglich

wird, wenn Knappheitsverhältnisse aufgedeckt sind und Ziele als Stellvertreter individuell

nachgefragter ökologischer Güter entwickelt sind. Die Minimierungsstrategie kommt ohne

derartige Ziele aus, das heißt, eine Rationalisierung der Ziele, wie sie in Kapitel 6.1 als

Voraussetzung einer rationalen Umweltpolitik formuliert wurden, ist nicht notwendig. Ist die

Minimierungsstrategie aufgrund des fehlenden Zielbezuges irrational?

Aufgrund der Eigenschaften von Gütern mit Optionswert (bei Unsicherheit von Angebot und

Nachfrage) muss die Minimierungsstrategie bei ökologischen Gütern, denen lediglich ein nicht

quantifizierbarer Optionswert zugeordnet werden kann, als rational, da alternativlos, bezeichnet

werden. Für alle anderen Fälle ist die Minimierungsstrategie irrational. Diese simpel anmutende

Einteilung erweist sich bei genauerer Betrachtung als schwierig. Der Optionswert wurde nach

bisherigen Überlegungen an die Unsicherheit über zukünftige Gegebenheiten geknüpft (s. o.).

Die Unsicherheit kann als begrenzte Rationalität (bounded rationality vgl. Kap. 5.4.1)

interpretiert werden, die es verhindert, zukünftige Gegebenheiten abzuleiten. Was ist jedoch mit

der bounded rationality gegenüber aktuellen Gegebenheiten? Ökologische Systeme entziehen

sich oftmals auch der rationalen Ermittlung des aktuellen Angebots und der Nachfrage

(Rationalisierung i.e.S. vgl. Kap. 6.1 und Kap. 6.3). Da der Zeitpunkt der möglichen

76 Demgegenüber kann im Verständnis von Knight (1965) Risiko als ein Zustand beschrieben werden, in dem die Ergebnisse einer Handlungsalternative zwar nicht mit Sicherheit bekannt sind, aber es möglich ist, den einzelnen Handlungsergebnissen unter Rückgriff auf empirische Werte oder statistische Darstellungen objektive Wahrscheinlichkeiten zuzuordnen. 77 Neben diesem Optionswert wird das Konzept des Quasi-Optionswertes diskutiert. Der Quasi-Optionswert ist im Gegensatz zum eigentlichen Optionswert unabhängig von der Risikoaversion des Entscheidungsträgers. Der Quasi-Optionswert beschreibt den zusätzlichen Nutzen von Informationen bei unsicheren und irreversiblen Nutzungsentscheidungen (vgl. Arrow & Fisher 1974, Mäler 1984).


Inanspruchnahme des ökologischen Gutes für die Bildung des Optionswertes keine Bedeutung

hat – „ ... for simplicity we compress all of the future into a single period and assume that the

marginal rate of time preference is zero. Therefore discounting between the present or planning

period and the future into a single period and assume that the marginal rate of time preference is

zero. Therefore discounting between the present or planning period and the future can be

ignored.” (Cicchetti & Freemann III 1971: 530); kann auch ökologischen Gütern mit

Unsicherheit bzgl. der aktuellen Nachfrage und des aktuellen Angebotes ein Optionswert

zugesprochen (vgl. hierzu auch Kapitel 5.2 mit den Ausführungen zum rationalen Umgang mit

Unsicherheit) und die Minimierungsstrategie als rationales Mittel angesehen werden.

Während die Unsicherheit über die künftige Nachfrage nach ökologischen Gütern in vielen

Bereichen gegen unendlich geht, diese Unsicherheit als gegeben und unabänderlich anzusehen

ist und dies in etwas differenzierter Weise auch für das künftige Angebot gelten muss, ist das

Problem der Unsicherheit bei der aktuellen Nachfrage und dem aktuellen Angebot theoretisch

eine Frage von Transaktionskosten. Dabei ist unbestritten, dass auch diese bei ökologischen

Systemen gegen unendlich tendieren können, da die Grenzen der Umweltzielentwicklung

weniger am fehlenden Wissen über ökosystemare Strukturen und Prozesse als vielmehr ‚in der

Natur der Sache’ liegen und „hundert weitere Jahre ökosystemarer Grundlagenforschung“ nicht

zur Überwindung dieser grundsätzlichen Probleme führen werden (vgl. i.d.S. Roweck 1995: 29)

(vgl. Kap. 6.3.5.1). Prinzipiell ist die Unsicherheit jedoch von der Entscheidung abhängig, wie

viel Geld für die Ermittlung des Wertes, für die Ermittlung des Angebots und der Nachfrage an

ökologischen Gütern aufgebracht wird bzw. aus ökonomischer Sicht sinnvoll ist. In Kapitel 5.3

wurde darauf hingewiesen, dass die Transaktionskosten der Schaffung und Durchsetzung der

Eigentumsrechte nicht höher sein sollten als der Wert des ökologischen Gutes. Vor dieser

theoretischen Überlegung ist es einleuchtend, dass Eigentumsrechte in einer Welt mit

Transaktionskosten nicht immer vollständig geschaffen werden. Damit ist die Entscheidung, ob

die Minimierungsstrategie ein rationales Mittel ist, abhängig von den Transaktionskosten (vgl.

i.d.S. auch Köck 1999a: 331 ff.) im Vergleich zum Wert des ökologischen Gutes. Auf eine

Erläuterung der Bildung des Optionswertes soll an dieser Stelle verzichtet werden, da der

Optionswert in dem hier vorgestellten Zusammenhang lediglich veranschaulichen soll, dass

Risikoaversion, auch bei Unsicherheit bzgl. der ökonomischen Bewertung, umweltpolitisches

Eingreifen ökonomisch rechtfertigen kann.

Mit der oben beschriebenen Unsicherheit verbunden ist jedoch gerade, dass die

Transaktionskosten und der Wert des Gutes als Entscheidungshilfen ausfallen. Der

Transaktionskostenansatz gibt lediglich eine ‚grobe’ Orientierung.

106 Kapitel 6

Die Ausführungen zum Optionswert führen zu der Schlussfolgerung, dass der

Minimierungsstrategie auch bei ‚aktuellen’ Gütern aufgrund der bounded rationality sowie der

prinzipiellen Schwierigkeit der Zielentwicklung nicht pauschal Irrationalität vorgeworfen

werden kann (vgl. i.d.S. auch Rehbinder 1997, Köck 1997a, 1999 aber auch Gawel 1999).

Aufgrund der Ungewissheit bleibt „materiell ‚rationale Vorsorge’ ein Konstrukt, das in seiner

Informationspräsentation dem tatsächlichen Ausmaß an Ungewissheit nicht gerecht werden

kann“ (Gawel 1999: 264, vgl. in diesem Sinn auch Bechmann et al. 1994, Ladeur 1995).

Abbildung 17 abstrahiert den Zusammenhang zwischen der Möglichkeit der Präferenzermittlung

in Abhängigkeit der bounded rationality und den damit verbundenen Transaktionskosten der

Präferenzermittlung und der rationalen Instrumentenwahl. Dabei wird verdeutlicht, dass auch

hier keine feste Grenze definiert werden kann, ab der die Minimierungsstrategie die rationale

Instrumentwahl darstellt. Je schwieriger die Umweltziele/Präferenzen operationalisiert bzw.

ermittelt werden können oder, ökonomisch ausgedrückt, je höher die Transaktionskosten der

Rationalisierung sind, je rationaler ist die Wahl der Minimierungsstrategie gegenüber der

umweltzielorientierten Strategie.

Abbildung 17: Abhängigkeit der rationalen Instrumentenwahl von der bounded rationality und den darauf

aufbauenden Transaktionskosten der Präferenzermittlung

Für das ökonomische Instrument der Honorierung ökologischer Leistungen kann unter

Berücksichtigung der in Kapitel 4.1 hergeleiteten Charakterisierung jedoch festgestellt werden,

dass es sich um ein Instrument zur Umsetzung der umweltzielorientierten Strategie handelt. Eine

ökonomische Leistung muss einen Beitrag zur Verringerung von Knappheiten leisten.

Rationale Instrumentenwahl

Aktueller Wert Optionswert

Umweltzielorientierte

Instrumente

Minimierungsorientierte

Instrumente

0 8

Bounded rationality

Transaktionskosten der Präferenzermittlung


Voraussetzung sind demnach bereits aktuell ermittelte Knappheiten. Die Vorsorge vor

unbestimmten Knappheiten im Sinne der Minimierungsstrategie sollte mit Hilfe anderer

Steuerungsinstrumente wie dem Ordnungsrecht bzw. ökonomischer Steuerungsinstrumente wie

Verschmutzungslizenzen umgesetzt werden.

6.3 Rationalisierung der Umweltziele durch Indikatoren

In Kapitel 6.1 wurde dargestellt, dass eine Rationalisierung von Umweltzielen mit dem Zweck

der Schaffung und/oder Durchsetzung von Eigentumsrechten mit Hilfe von Indikatoren erfolgt.

Im letzten Jahrzehnt gab es eine breite Diskussion um Indikatoren als wesentliche Messgrößen

politisch gesteuerter komplexer Ziele. In Kapitel 6.3.1 erfolgt auf der Basis bestehender

Indikatorensysteme eine Einordnung und erste Charakterisierung von Indikatoren als

Voraussetzung für die Schaffung von relativen Eigentumsrechten. Indikatoren, die Umweltziele

derart operationalisieren, dass sie mit Umsetzungsinstrumenten wie der Honorierung

ökologischer Leistungen der Landwirtschaft ‚verbunden’ werden können, müssen allgemeine

Anforderungen erfüllen (vgl. Kap. 6.3.2 zur Validität und 6.3.4 zur Objektivität und Reliabilität)

und besondere Eigenschaften wie z. B. ‚Normierbarkeit’ aufweisen (vgl. Kap. 6.3.4), um diesem

Zeck zu entsprechen.

Der Indikatorenentwicklung können dabei folgende Worte vorangestellt werden: “The use of any

indicator requires a leap of inferential faith” (Moxey et al. 1998: 265).

6.3.1 Einordnung der Indikatoren in bestehende Indikatorensysteme

In den letzten zehn Jahren wuchs, nicht zuletzt aufgrund der Verabschiedung des

Aktionsprogramms ‚Agenda 21’ auf der Rio-Konferenz (UNCED – United Nations Conference

on Environment and Development 1992) mit der programmatischen Einigung auf eine

Nachhaltige Entwicklung, die politische Notwendigkeit an Indikatoren, die den komplexen

Sachverhalt der Nachhaltigen Entwicklung (politisches Ziel) unter verschiedenen

Fragestellungen fassen können und die Möglichkeit einer kontrollierten Steuerung dieser

Entwicklung ermöglichen. Aufgrund der Komplexität des Themas der Nachhaltigen

Entwicklung war es unabhängig von den konkreten Fragestellungen und dem konkreten Zweck

der zu entwickelnden Indikatoren notwendig, Strukturen zu entwickeln, die eine Systematik der

Indikatoren ermöglichen. Vor diesem Hintergrund entstanden Indikatorensysteme, die eine

108 Kapitel 6

Systematisierung und Zusammenstellung von Indikatoren nach einem bestimmten

konzeptionellen Ansatz ermöglichen sowie jeweils die Wechselbeziehung von Mensch und

Umwelt berücksichtigen und nicht bei der Abbildung des Umweltzustandes stehen bleiben.

Dabei gibt es prinzipiell zwei Ebenen der Strukturierung. Zum einen die Systematisierung in

Abhängigkeit von dem inhaltlich abzubildenden Problembereich, z. B. für den

Agrarumweltbereich Agrarumweltindikatoren, zum anderen eine Themen übergreifende

Systematisierung nach der Art der Indikatoren im Kontext der Mensch-Umweltbeziehung.

Hierunter fällt der Driving forces-Pressure-State-Response-Ansatz (DPSR) der OECD (OECD

1997, 1998, 1999) (aufbauend auf den Pressure-State-Response-Ansatz (PSR), vgl. OECD 1993,

1994a). Dabei handelt es sich um ein im Umweltbereich weit verbreitetes Konzept zur

Darstellung der Umweltbelastungen durch menschliche Aktivitäten und ihrer Folgen. Ihm liegt

die Vorstellung eines kausalen Zusammenhanges zugrunde: Menschliche Aktivitäten sind

Antriebskräfte für Veränderungen der Umwelt (Driving forces), diese führen zu einem Einfluss

oder Druck (Pressure) und führen somit zur Änderung der Umweltqualität bzw. von Quantität

und Qualität natürlicher Ressourcen (State). Die Gesellschaft reagiert auf diese Änderungen

durch entsprechende Maßnahmen (Response).

In einer Weiterentwicklung auf EU-Ebene wurde dieser Ansatz durch die Einführung

zusätzlicher Differenzierungen zum DPSIR-Ansatz (Driving forces-Pressure-State-Impact-

Response) ausgebaut (EEA 1999). Dabei werden neben ‚Driver-Indikatoren’ (z. B. Aktivitäten

und Strukturen von Industrie oder Landwirtschaft) und ‚Pressure-Indikatoren’ (z. B. Emissionen)

auch ‚State-Indikatoren’ (z. B. Zustand der Medien Luft, Wasser, Boden, Biodiversität) und

‚Impact-Indikatoren’ (z. B. Gesundheit, Verlust von Biodiversität) unterschieden.

Wie alle Klassifizierungen sind auch diese nicht unproblematisch. „The boundaries between

driving forces, state and response are unclear in some cases, as certain indicators can be

considered as both, driving forces and responses, for example changes in management practices

and systems adapted by farmers (OECD 2001b: 23). So kann die Vegetationsbedeckung eines

Stück Landes einerseits als Zustands-Indikator betrachtet werden, der von anderen Driving

forces-Indikatoren beeinflusst werden kann. Andererseits ist die Vegetation an sich ein

Driving forces-Indikator für andere Zustands-Indikatoren wie z. B. Bodeneigenschaften (Moxey

1999).

Entscheidender als das offensichtliche Klassifizierungsproblem sind die Grenzen derartiger

Ansätze aufgrund der notwendigen Vereinfachung der Zusammenhänge. Ökologische

Zusammenhänge und die Wechselwirkungen zwischen Gesellschaft und Umwelt sind wesentlich


komplexer als in den, in Indikatorensystemen notwendigerweise vereinfachten Kausalketten

dargestellt werden kann. Der DPSR-Ansatz und der DPSIR-Ansatz dürfen daher nicht im Sinne

eines ökologischen Modells missinterpretiert werden, da die kausalen Zusammenhänge zwischen

den einzelnen Bereichen (Driving forces, State usw.) nicht in jedem Fall erfasst werden. Es

handelt sich in erster Linie um Klassifizierungsmodelle. „Insbesondere kann ein Pressure-State-

Response-Ansatz nicht den Anspruch erheben, die vielfältigen kausalen Beziehungen zwischen

Pressure und State abzubilden, sondern führt diese Kategorien aus Klassifikationsgründen in das

Umweltindikatorensystem ein“ (vgl. Walz et al. 1997: 37). „Es wird zum Beispiel nie möglich

sein, mit den ‚bewährten’ Mitteln und Methoden einfache Beziehungen zwischen bestimmten

Inputs und bestimmten ökologischen Wirkungen herzustellen, denn in ökologischen Systemen

herrschen keine Wirkungsketten, sondern Wirkungsnetze, in denen sich vielfältige Kausalitäten

komplex überlagern“ (Müller & Wiggering 2004: 230).

Aktuell bauen viele Indikatorenberichte auf den DPSR- bzw. DPSIR-Ansatz auf (vgl. Überblick

über Umweltreporte der EU-Staaten in EEA 1999). Einen Überblick über die Fülle an

Indikatorenkonzepten und deren Anwendung gibt z. B. das Umweltbundesamt (Walz et al.

1997), der Rat von Sachverständigen für Umweltfragen (SRU 1998), die Europäische

Umweltagentur (EEA 1999), das Bundesamt für Naturschutz (Bürger & Dröschmeister 2001)

sowie die Akademie für Technikfolgenabschätzung in Baden-Württemberg (Morosini et al.

2001a, b, 2002). Die Indikatorenansätze werden aktuell im weiteren Rahmen der

Umweltberichterstattung/Monitoring verwendet. Der aktuelle Zweck der Indikatoren ist in den

meisten Fällen die Abbildung des Einflusses menschlichen Handelns auf die Umwelt (deskriptiv)

und auf die Bewertung der Erreichung von Umweltzielen (normativ). Für diesen Zweck ist die

oben angegebene Begrenztheit bzgl. der kausalen Zusammenhänge unbedingt zu

berücksichtigen, stellt aber keine Grenze in der Anwendung dar.

Diese Begrenztheit der Kausalität gewinnt im Zuge des Einsatzes von Indikatoren im Rahmen

der Schaffung und/oder Durchsetzung von Eigentumsrechten (insbesondere von relativen

Eigentumsrechten) an Bedeutung, spielt demnach eine entscheidende Rolle für die Entwicklung

von Instrumenten der Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft. Wenn auf ihrer

Grundlage Eigentumsrechte getauscht werden (Honorierung ökologischer Leistungen), sind

höhere Anforderungen an Validität bzw. spezifischere Anforderungen zu stellen, als wenn diese

einem Monitoring im Zuge der Umweltberichterstattung dienen. Die Validität bedingt für

Driving forces-, Pressure- und Response-Indikatoren jedoch die Kausalität zwischen eben diesen

und dem Indikandum ‚Umweltziel’. Wenn in der Gesellschaft eine Nachfrage nach artenreichen

Wiesen vorhanden ist und daher die Bereitschaft besteht, den Landwirt für eine bestimmte Art

110 Kapitel 6

der Bewirtschaftung zu honorieren, muss sie sich sicher sein können, dass das Ziel mit dieser

Maßnahme zu erreichen ist, dass eine Kausalität zwischen Maßnahme und Ziel besteht. Aber

auch bei den State-Indikatoren sind Kausalitätsbeziehungen entscheidend für die speziellen

Anforderungen, da das ökologische Gut (Umweltziel) so zu erfassen ist, dass die Sicherstellung

der notwendigen ökosystemaren Fähigkeiten zur Produktion des Gutes gewährleistet wird (vgl.

Kap. 5.2 und 6.3.2). Mit der Abnahme der Validität wächst das Risiko der Gesellschaft, für die

Bezahlung nicht das nachgefragte Gut zu erhalten, wobei aufgrund der notwendigen Kausalität

zwischen Driving forces-, Pressure- und Response-Indikatoren und dem Umweltziel das Risiko

der Gesellschaft als Nachfrager bei diesen Indikatoren höher ist (vgl. weiterführend Kap. 6.3.2

und 6.3.5.1).

Eine Klassifizierung der im Rahmen der Schaffung und Durchsetzung von relativen

Eigentumsrechten notwendigen Indikatoren auf der Grundlage des weit verbreiteten DPSR-

Ansatzes verdeutlicht den im Rahmen dieser Arbeit vorgestellten Ansatz der Unterscheidung der

ergebnis- und maßnahmenorientierten Honorierung (vgl. Abbildung 18).


Abbildung 18: Einordnung der Typen von Indikatoren einer ergebnis- und maßnahmenorientierten

Honorierung in den Indikatorenrahmen der OECD

Tatsächlich wird die ergebnisorientierte Honorierung ökologischer Leistungen der

Landwirtschaft nicht darauf eingeengt, an klassische Umweltzustände (Zustands-Indikatoren)

anzuknüpfen, sondern an quantifizierbare Merkmale mit speziellen Eigenschaften (vgl. Kap.

6.3.2), die dem Landwirt ökonomische Handlungsalternativen eröffnen und damit

Effizienzgewinne erwarten lassen. Die Handlungsalternativen bei der Verknüpfung mit

Zustands-Indikatoren sind prinzipiell größer als bei den anderen Indikatorentypen, allerdings

können bestimmte Umweltzustände (Spezifizierungsgrad) die Handlungsalternativen

vollkommen einengen (vgl. Kap. 4.2.1). Erfordern beispielsweise definierte Zielarten (Zustands-

Indikatoren) einer Grünlandfläche, an deren Vorkommen eine Honorierung geknüpft ist, einen

permanent hohen Grundwasserstand von max. 0,20 cm unter Flur, so wäre der Landwirt in

diesem Fall in seiner Handlungsfreiheit stark eingeschränkt. Eine Knüpfung der Zahlung an die

Zustands-Indikatoren kann selbst in diesem Fall aufgrund der Transaktionskosten Sinn machen

(Kosten für die Kontrolle der Einhaltung des Vertrages). Die in Kapitel 4.2.2 beschriebenen

Effizienzvorteile könnten jedoch nicht realisiert werden. Von daher würde es sich nicht um eine

State-

Indikatoren

Pressure-

Indikatoren

Indikatoren als Ansatzstelle für

ergebnisorientierte Honorierung

Indikatoren als Ansatzstelle für

maßnahmenorientierte Honorierung

Driving forces-

Indikatoren

Zustands-

Indikatorenz.B.

Anzahl von Zielarten auf dem Schlag

Immissions-

Indikatoren z.B.

N-Immission ins Grundwasser

Emissions-

Indikatoren z.B.

N-Emission

Maßnahmen-

Indikatoren z.B. Extensive Grünlandnutzung

Ursache Ökologisches

Gut Wirkungen

• Wirkungspfad individueller rationaler Entscheidungen wird länger (Effizienzgewinne können realisiert werden)

• Risikoverlagerung vom Nachfrager zum Anbieter (vgl. jedoch Wirkung von Modellen)

112 Kapitel 6

ergebnisorientierte Honorierung ökologischer Leistungen im Verständnis des hier vertretenen

Ansatzes handeln.

Auf der anderen Seite kann mit bestimmten Pressure-Indikatoren der Anspruch auf die

Handlungsalternativen erfüllt werden. Im Bereich der Honorierung ökologischer Leistungen der

Landwirtschaft wäre dies z. B. eine Knüpfung der Honorierung an Immissionen und Emissionen.

Entscheidend ist dabei, dass gerade Emissionen in den meisten Fällen keine validen Indikatoren

für die mit dem reduzierten Produktionsmitteleinsatz angestrebten Umweltziele darstellen.

Definiert das Bundesland Brandenburg z. B. sauberes Grundwasser als ein ökologisches Gut, zu

dessen Produktion ein Beitrag der Landwirtschaft notwendig ist (gezielter Nutzungsverzicht vgl.

Kap. 4.1, Abbildung 2), kann die Honorierung nicht an die Qualität des Grundwassers geknüpft

werden, da die Grundwasserqualität, die von einem Landwirt beeinflusst wird, nicht quantifiziert

werden kann (vgl. Kap. 6.3.2). Von daher sind klassische Zustands-Indikatoren ausgeschlossen.

Eine Alternative zu einer Honorierung, die an konkrete Maßnahmen (z. B. aktuell im Rahmen

der Agrarumweltmaßnahmen Zahlungen für extensive Grünlandnutzung und extensive

Ackerbauverfahren) geknüpft wird, stellt die Bindung der Honorierung an Emissionen in Form

von Stickstoffsalden (z. B. Hoftorbilanzen) dar (Vorschlag v. Alvensleben 2002). Dies räumt

dem Landwirt Freiheiten ein, die Reduzierung von Stickstoff derart umzusetzen, dass sie am

wenigsten Kosten verursachen. Im Hinblick auf die ökologische Effektivität ist jedoch

entscheidend, dass die Wirkungen räumlich und zeitlich äquivalent sind. Dies ist bei der

Wirkung von Stickstoffemissionen nicht der Fall. Tatsächlich ist die Wirkung der eingesparten

Emission auf das Grundwasser in hohem Maße standortabhängig. Der betriebliche

Stickstoffsaldo, als ein Emissionsindikator, ist damit nicht valide (vgl. Kap. 6.3.2). Eine

Alternative wäre, die Honorierung an die Immissionen in das Grundwasser zu knüpfen. Ein

derartiger Indikator kann als Pressure-Indikator klassifiziert werden (vgl. Abbildung 18). Die

Immissionen sind praxisrelevant nicht als Messwert zu quantifizieren. Allerdings besteht die

Möglichkeit, diese Werte zu modellieren (vgl. Kap. 6.3.5.1 und 8.1). Eine an modellierte

Immissionen geknüpfte Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft räumt dem

Landwirt Handlungsalternativen ein und es kommen die Vorteile der ergebnisorientierten

Honorierung zum Tragen (vgl. Kap. 4.2.2.2).

Zusammenfassend kann festgestellt werden, dass im Rahmen der Honorierung ökologischer

Leistungen der Landwirtschaft als Agrarumweltindikatoren prinzipiell sowohl Driving forces-

und Pressure- als auch State-Indikatoren genutzt werden können, zumal eine strikte Trennung

zwischen den Indikatoren nicht gegeben ist (vgl. Abbildung 18). Abbildung 18 stellt dar, dass


diesen Kategorien die vier Indikatorentypen Zustands-Indikatoren, Immissions-Indikatoren,

Emissions-Indikatoren und Maßnahmen-Indikatoren zugeordnet werden können, die für die

Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft prinzipiell relevant sind. Aufgrund der

Komplexität ökologischer Systeme (vgl. dazu Kap. 6.3.5.1) ist der Kausalitätsnachweis von

Emissions-Indikatoren und Maßnahmen-Indikatoren bzgl. des Indikandums ‚Ökologisches

Gut/Umweltziel’ oft kaum möglich und daher nimmt die potentielle Validität der Indikatoren

von Zustands-Indikatoren über Immissions- und Emissions-Indikatoren zu Maßnahmen-

Indikatoren ab (vgl. dazu auch Kap. 6.3.2). Allerdings verlagert sich das Problem der

Komplexität ökologischer Systeme bei den Zustands-Indikatoren lediglich auf die Ebene der

Problemäquivalenz bzw. der Äquivalenz in Raum und Zeit (vgl. Kap. 6.3.4).

Für die ergebnisorientierte Honorierung kommen sowohl Zustands-Indikatoren als auch

Immissions-Indikatoren in Frage. Beide verlängern den Wirkungspfad für individuelle rationale

Entscheidungen so weit, dass von ergebnisorientierter Honorierung gesprochen werden kann.

Eine Knüpfung der Honorierung an Emissions-Indikatoren wird vor der Betrachtung zu den

damit verbundenen Freiheitsgraden eher der maßnahmenorientierten Honorierung zugeordnet

(vgl. Abbildung 18). Bzgl. der Eignung als Indikatoren ist keine pauschale Aussage zur

Vorzüglichkeit von Zustands- oder Immissions-Indikatoren zu treffen, vielmehr ist die Eignung

problemabhängig (s. o.). In Kapitel 8 werden Beispiele für ergebnisorientierte

Honorierungsansätze mit Hilfe von Immissions-Indikatoren (Kap.8.1) und Zustands-Indikatoren

(Kap. 8.2) gegeben.

6.3.2 Validität – Sinn der Indikatoren

Indikatoren werden hier als zentrale und stellvertretende Kennziffern zur Charakterisierung

komplexer ‚Umweltziele’ bzw. ‚ökologischer Güter’ verstanden, die sonst nur sehr schwer

darstellbar wären (vgl. i.d.S. Jänicke & Zieschank 2004). Das komplexe Umweltziel kann nicht

mit Hilfe von Merkmalen im engeren Sinne typisiert werden, sondern nur mit Hilfe von

Indikatoren.

Es wurde in Kapitel 6.3.1 bereits auf die Bedeutung der Validität der Indikatoren im

Zusammenhang mit der Honorierung ökologischer Leistungen eingegangen. An dieser Stelle soll

das Problem der Validität von Zielindikatoren noch einmal kritisch diskutiert werden. Validität

meint die Gültigkeit der Beziehung zwischen dem Indikator und dem Indikandum.

114 Kapitel 6

(1) Wenn durch den Indikator das ‚ökologische Gut’ bzw. ‚Umweltziel’ gemessen wird, dann ist

der Indikator valide. (2) Die Validität der Indikatoren ist gegeben, wenn bei dem Vorhandensein

der indikatorischen Merkmale (Zustands-Indikatoren, Immissions-Indikatoren) bzw. beim

Ablauf der Prozesse aufgrund veränderten menschlichen Verhaltens (Emissions-Indikatoren,

Maßnahmen-Indiktoren) dann das indizierte Umweltziel erreicht ist.

Erkenntnistheoretisch entspricht eine derartige Hypothesenbildung in Anlehnung an Schröder

(1998, 2003) einer empirischen Erklärung, nämlich einer logischen Ableitung einer normativen

Aussage aus einem normativen Obersatz (‚Dann-Aussage’) und einem empirischen Untersatz

(‚Wenn-Aussage’). „Demnach übernimmt der normative Obersatz die Funktion der empirischen

Hypothese im Explanans78, denn in ihm wird einer Klasse von Objekten oder Sachverhalten x,

die bestimmte Merkmalsausprägungen Mn aufweisen, ein bestimmter Wert (z. B.

umweltverträglich), und nicht eine empirische Eigenschaft, zugeordnet. Der empirische

Untersatz ist der Randbedingung im Explanans funktional äquivalent, denn er enthält die

Feststellung, dass ein spezielles Objekt bzw. ein spezieller Sachverhalt x die o. a.

Merkmalsausprägungen Mn besitzt und deswegen Element der mit dem Wertprädikat

ausgezeichneten Objekt- bzw. Sachhaltsklasse ist. Die Schlussfolgerung hieraus, den speziellen

Gegenstand bzw. Sachverhalt wie die anderen Elemente der Klasse der mit dem Wertprädikat

versehenen Wertträger zu bewerten, ist das logische Korrelat des Explanandums in empirischen

Erklärungen. Der Wahrheitsgehalt des empirischen Untersatzes kann weder logisch erschlossen

noch normativ begründet werden, sondern ist nur durch eine empirische Hypothesenprüfung

näherungsweise feststellbar“ (Schröder 2003: 8, vgl. auch unter „Angemessenheit der

Operationalisierung“ Romahn 2003: 103).

Die Validität der hier diskutierten Indikatoren (der Wahrheitsgehalt des empirischen

Untersatzes) kann nur dann im Sinne eines statistischen Wahrscheinlichkeitsmaßes geprüft

werden, wenn der normative Obersatz per Annahme (Werturteil) in einen empirischen Obersatz,

im Sinne ‚empirischer’ Merkmale (vgl. wissenschaftliche Hypothese z. B. Schröder 1994),

überführt wird. Überprüft wird dann die Korrelation zwischen den Indikatoren und den

definierten empirischen Merkmalen des Umweltziels (vgl. auch weiterführend indirekt

operationalisierte Ziele Kap. 6.3.5.3).

78 Erklärungen beruhen auf der logischen Deduktion des zu Erklärenden (Explanandum) aus dem Explanans (Schröder 2003).


Praxisrelevant ist dies jedoch nur dann, wenn die empirischen Merkmale zwar prinzipiell das

Umweltziel operationalisieren, jedoch nicht den speziellen Zweck der Indikatoren erfüllen.

Würden die definierten ‚empirischen’ Merkmale die Eigenschaften besitzen, um z. B. als

Ansatzstelle für Honorierungsinstrumente zu fungieren, wären sie selbst die Indikatoren.

Tatsächlich können Indikatoren nur sinnvoll durch ihre spezielle Funktion von Parametern

(Merkmalen) abgegrenzt werden (Schramek et al. 1999a).

Die Operationalisierung knapper ökologischer Güter über Indikatoren ist immer nur für einen

bestimmten Raum valide möglich. Im Zusammenhang mit dem Zweck der Indikatoren in dieser

Arbeit ist dies entscheidend, da somit auch der aus Effektivitätsüberlegungen notwendige

Regelungsraum bestimmt wird (vgl. Raumäquivalenz Kap. 6.3.4.1). Während im Zuge der

Ableitung von Umweltzustands-Indikatoren und Immissions-Indikatoren dieser Raumbezug

bereits im Zuge der Definition der Indikatoren zwingend berücksichtigt werden muss, verleiten

Emissions- bzw. Maßnahmen-Indikatoren dazu, diese Abhängigkeit nicht genügend zu

berücksichtigen. Entgegen des neoklassischen Paradigmas kommt es bei ökologischen Gütern

„fast nie allein darauf an, dass etwas getan oder unterlassen wird, sondern wo dies der Fall ist.

Seltene Pflanzen und Tiere werden nicht wie fungible Güter an der Börse gehandelt, sondern

müssen dort geschützt werden, wo sie vorkommen. ... Beim Erhalt der Biosphäre fallen nicht

isolierten Subjekten isolierte Aufgaben zu, sie müssen sich vielmehr koordinieren“ (Hampicke

1992: 328).

Wenn das ökologische Gut die Erhaltung der Bodenfruchtbarkeit ist, so ist die Maßnahme

(Maßnahmen-Indikator!) ‚Untersaat’ nur ein valider Indikator in Gebieten, wo Erosion

stattfindet, da das knappe ökologische Gut das Indikandum ist. Wo keine Gefährdung von

Bodenabtrag durch Erosion stattfindet, liegt keine Verknappung vor. Ein Maßnahmen-Indikator

für den Erhalt der Bodenfruchtbarkeit wäre demnach nicht die Maßnahme ‚Untersaat’, sondern

nur die Maßnahme ‚Untersaat in erosionsgefährdeten Gebieten’. Ein anderes Beispiel ist, dass

die Maßnahme ‚Später Grünlandschnitt’ nur dort als Maßnahmen-Indikator für das Umweltziel

‚Erhaltung der Wiesenbrüter’ fungieren kann, wo Wiesenbrüter (potentiell) vorkommen und

dieser Indikator auch die anderen Anforderungen erfüllt.

116 Kapitel 6

6.3.3 Zweck der Indikatoren

Es gibt keine idealen Indikatoren (vgl. u. a OECD 1999a), vielmehr nur ideale Indikatoren für

einen bestimmten Zweck79 (OECD 1993, Münchhausen & Nieberg 1997, Moxey et al. 1998,

Walz et al. 1997). Agrarumweltindikatoren zur Rationalisierung von Umweltzielen sollen es

ermöglichen, eine angestrebte Allokation ökologischer Güter (nützliche Umweltziele) auf

kürzestem Wege zu erreichen (vgl. Kap. 6.1). Die Steuerung der Allokation erfolgt über die

Schaffung und/oder vor allen Dingen durch die Durchsetzung von Eigentumsrechten an den

Fähigkeiten zur Produktion dieser Güter (vgl. ausführlich Kap. 5.1). Die Indikatoren im Sinne

quantifizierbarer Merkmale80 sind die Voraussetzung zur Durchsetzung von Eigentumsrechten an

individuellen und ökosystemaren Fähigkeiten, sind Ansatzstelle für die Instrumente. Dies gilt für

die Durchsetzung von absoluten Eigentumsrechten in gleicher Weise wie für die Durchsetzung

von relativen Eigentumsrechten. Im Zusammenhang mit der Durchsetzung von absoluten

Eigentumsrechten z. B. mit Hilfe des Ordnungsrechtes sind die Indikatoren Voraussetzung für

Umweltstandards (vgl. i.d.S. Schröder 2003), die als Notwendigkeit für die Durchsetzung von

Ordnungsrecht genannt werden (vgl. Kap. 6.1). Abbildung 19 abstrahiert den Zweck der hier

besprochenen Indikatoren (vgl. zu relativen Eigentumsrechten auch Kapitel 5.1).

Abbildung 19: Für die Durchsetzung von Ertragsrechten an individuellen und ökosystemaren Fähigkeiten

werden Indikatoren benötigt, die die durch diese Fähigkeiten erzeugten ökologischen Güter für

Transaktionen rationalisieren

79 Im engeren Sinn ist der Zweck das, was durch absichtliche Anwendungen von Handlungsmitteln geplant und verfolgt wird. Wenn ein Ziel mit absichtlicher Erwägung von Mitteln verfolgt wird, so ist es mit dem Begriff Zweck gleichzusetzen (vgl. Ulfig 1997: 493). 80 Indikator = Bemessungsgrundlage bei ökonomischen Betrachtungen der staatlichen Nachfrage

Indikatoren

individuelle/

ökosystemare

Fähigkeiten

Ökologische

Güter

Relative

Eigentumsrechte Transaktion


Im Kontext dieser Arbeit haben Indikatoren folgenden Zweck zu erfüllen:

Bei der Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft müssen mit Hilfe von

Indikatoren die absoluten Eigentumsrechte an Erträgen aus individuellen und ökosystemaren

Fähigkeiten so gefasst werden, dass eine Transaktion dieser Rechte mit Hilfe institutioneller

Vereinbarungen (relative Eigentumsrechte) stattfinden kann.

6.3.4 Zweckgebundene Anforderungen

Mit dem Einsatz von Agrarumweltindikatoren für die Honorierung ökologischer Leistungen der

Landwirtschaft müssen neben der Validität die allgemein gültigen wissenschaftlichen

Gütekriterien der Objektivität und Reliabilität zu erfüllen sein (Schröder 1996: 455). Objektivität

und Reliabilität beziehen sich jeweils auf ein Vorgehen. Als objektiv wird ein Vorgehen dann

bezeichnet, wenn es unter Berücksichtigung derselben Grundlagen zu Ergebnissen führt, die

unabhängig vom Bewerter (vgl. Bernotat et al. 2002), also intersubjektiv nachvollziehbar sind

(Romahn 2003).

Objektivität und Reliabilität von Indikatoren im hier diskutierten Zusammenhang sind gegeben,

wenn das Ergebnis der Transaktion der absoluten Eigentumsrechte mit Hilfe der Indikatoren

unabhängig von den jeweiligen Vertragspartnern unter gleich bleibenden Bedingungen das

Gleiche ist.

Im Folgenden wird erläutert, welche konkreten Eigenschaften die Agrarumweltindikatoren im

Rahmen der Honorierung ökologischer Leistungen aufweisen müssen. Dabei werden auch

Anforderungen diskutiert, die sich auf der Grundlage der aktuellen Rahmenbedingungen für die

Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft ergeben. In diesem Zusammenhang ist

insbesondere zu berücksichtigen, dass der aktuelle und auch künftig größte Anteil von

Honorierungen für ökologische Leistungen im Rahmen von EU-kofinanzierten

Agrarumweltprogrammen angeboten wird (akutell nach VO (EG) 1257/1999). Damit verbunden

ist eine relativ rigide Verwaltung und Kontrolle im Rahmen des Integrierten Verwaltungs- und

Kontrollsystems (InVeKoS) (vgl. Durchführungsbestimmungen zum InVeKoS

(VO (EG) 2419/2001). Die sich aus diesem System ergebenden Restriktionen werden innerhalb

der Arbeit nicht in jedem Fall als solche behandelt. Um jedoch zu praxisrelevanten Ergebnissen

für Honorierungsinstrumente zu kommen, können die aktuellen agrarpolitischen

Rahmenbedingungen nicht ausgeblendet werden.

118 Kapitel 6

6.3.4.1 Raumäquivalenz

Im Zusammenhang mit der Verwendung der Indikatoren für die Schaffung und Durchsetzung

relativer Eigentumsrechte (Instrumente zur Honorierung ökologischer Leistungen) im Bereich

Landwirtschaft sind zwei räumliche Bezüge zu diskutieren:

1. Raumbezug für die Qualifizierung der Indikatoren (Raum in dem die Indikatoren valide

sind),

2. Raumbezug für die Quantifizierung (Normierung) der Indikatoren (zweckgebundener

Raumbezug der Normierung).

Unter Punkt 1 wird der Raum verstanden, in dem ein Indikator valide ist, das heißt ein Gebiet

mit gleichen Umweltzielen, die über die gleichen Umweltzustands-Indikatoren abgebildet

werden können oder innerhalb des Raumes mit den gleichen Maßnahmen (inklusive Emissionen

und Immissionen) erreicht werden können. In diesem Verständnis entspricht der Raumbezug für

die Qualifizierung der Indikatoren dem so genannten Regelungsraum. Kennzeichnend für diesen

Regelungsraum ist, dass innerhalb des Raumes ein nach Art und Dosierung einheitlicher

Instrumenteneinsatz gilt und umweltrelevante Aktivitäten nach privatwirtschaftlichen

Erwägungen räumlich verteilt oder kumuliert werden dürfen (Scheele et al. 1993; vgl. auch

Kap. 3.1.3 zu den Baumol-Instrumenten sowie Kap. 6.1 zu substitutionalen Zielstrukturen als

Voraussetzung für Honorierungsinstrumente).

In Anlehnung an die Funktion der Indikatoren zur Schaffung und Durchsetzung effizienter

Eigentumsrechte an den ökosystemaren und individuellen Fähigkeiten zur Produktion der

ökologischen Güter sei noch einmal ausdrücklich darauf hingewiesen, dass in dieser Arbeit von

einer funktionalen Raumabgrenzung ausgegangen wird.

Eine Frage, die sich im Zusammenhang mit der Honorierung ökologischer Leistungen stellt, ist,

ob sich aus dem Zweck der Indikatoren spezielle Anforderungen an den Bezugsraum ergeben?

Unter dem Aspekt der Effektivität der Honorierung würde das Kriterium der Validität der

Indikatoren nicht nur den Bezugsraum für den Indikator definieren, sondern gleichzeitig das

ausschlaggebende Kriterium für die Bestimmung des optimalen Regelungsraumes darstellen.

Wenn die Abgrenzung des Regelungsraumes sich ausschließlich an der Validität der Indikatoren

orientiert (der (die) Indikator(en) ist (sind) im gesamten Raum 100 % valide), wird der dadurch

bestimmte Raum als effektiver Regelungsraum bezeichnet. Praktisch heißt dies für die

Honorierung ökologischer Leistungen, dass diese 100 % effektiv sind.


Eine derartige Raumabgrenzung ist jedoch nur in einer Welt ohne Transaktionskosten realistisch.

Effizienzüberlegungen werden in den allermeisten Fällen zu einer anderen Abgrenzung des

Regelungsraumes führen. „In particular, the more precise the design of the management

prescription and the designation of areas eligible for their implementation, the more effective

will be the scheme, and the lower the potential for contractors to economic rents. However, the

higher will be the administrative costs. Hence there is a trade-off to resolve: administrative costs

should be optimized jointly with other costs (namely payments to farmers) to fulfil all the

objectives of policy-making” (Falconer et al. 2001: 84). Unter Berücksichtigung der

Transaktionskosten ist die ‚policy-off’ Situation zu ermitteln (Falconer et al. 2001: 84, vgl. auch

Falconer 2000). Derartige ‚policy-offs’ spiegeln den normativen Ansatz des Fiskalföderalismus81

wider.

Dabei werden für die Bestimmung des optimalen politischen Regelungsraumes nicht nur die

Kosten für die Schaffung und Durchsetzung der relativen Eigentumsrechte im effektiven

Regelungsraum berücksichtigt, sondern auch die Kosten aufgrund der Heterogenität der

Angebots- und Nachfrageseite (vgl. für den agrarumweltpolitischen Bereich Ewers & Hassel

2000, Rudolff & Urfei 2000, Karl & Urfei 1995). Eine perfekte Synchronisiation im Sinne des

perfect mapping ist dabei illusorisch (valider Indikatorenraum = optimaler politischer

Regelungsraum). Perfect mapping würde bedeuten, dass für jedes ökologische Gut der

funktionale (valide) Regelungsraum definiert wird (vgl. zum perfect mapping grundlegend

Breton 1965). Als theoretischer Bezugsrahmen verliert der effektive Regelungsraum daher beim

Versuch seiner praktischen Umsetzung einiges an Attraktivität und Bestimmtheit. Unabhängig

davon stellt er jedoch den „Fixstern“ bei der Ableitung des effizienten Regelungsraumes dar und

ist die „ökologisch und ökonomisch richtige Analyseeinheit“ (vgl. Ewers & Hassel 2000: 108).

Jeder andere Regelungsraum muss sich daran messen lassen, ob die realisierten

Kosteneinsparungen den Verlust an Treffsicherheit (Validität) aufwiegen (vgl. Ewers & Hassel

2000).

81Diese klassische Theorie des Fiskalföderalismus ist dadurch gekennzeichnet, dass für jede Gebietskörperschaft eine Regierung unterstellt wird, die als perfekter Sachwalter der regionalen Bürgerinteressen fungiert. Die Regierung verhält sich wie ein wohlmeinender Sozialplaner. Abzugrenzen davon sind neuere Ansätze, welche die Annahme eines Sozialplaners aufgeben. In der klassischen Theorie des Fiskalföderalismus stehen drei Kriterien für die Zuweisung von allokativen Staatsaufgaben auf verschiedene Gebietskörperschaften im Vordergrund: der regionale Einzugsbereich von Politikmaßnahmen, das Vorliegen von Skalenerträgen und die Präferenzunterschiede zwischen den Regionen (grundlegend Oates 1972).

120 Kapitel 6

Im hier diskutierten Zusammenhang ist wesentlich, dass sich der Raumbezug für Indikatoren

ökologischer Güter nicht ausschließlich nach Effektivitätskriterien richten kann, sondern unter

dem Postulat der Berücksichtigung der Transaktionskosten erfolgt. Wenn die Transaktionskosten

für die Ermittlung und die Administrierung des validen (100 %) Raumes höher sind als der Preis

des Gutes muss die Gesellschaft bereit sein, Risiko für die fehlenden Validität zu übernehmen.

Ob der Tausch, die Honorierung ökologischer Leistungen, das geeignete Allokationsinstrument

ist, hängt entscheidend von dem Funktionsverlauf der Transaktionskosten und der

Risikobereitschaft der Gesellschaft ab.

Pauschale Aussagen zur optimalen Größe des Bezugsraumes in dem Sinne, je größer der

Bezugsraum, je geringer die Transaktionskosten können nicht getroffen werden, wenn man die

gesamten Kosten (also auch Verhandlungskosten, Informationskosten usw.) mit berücksichtigt.

Sowohl theoretische Erkenntnisse zum optimalen Zentralisierungsgrad im Bereich der

Föderalismustheorie (vgl. z. B. Frey & Kirchgässner 1994) als auch empirische Erhebungen zu

Transaktionskosten im Rahmen von unterschiedlich ausgestalteten Agrarumweltprogrammen

lassen solche pauschalen Aussagen nicht zu (vgl. Falconer 2000, Rodgers & Bishop 1999).

Was jedoch abgeleitet werden kann, ist, dass die Transaktionskosten für den Tausch geringer

werden, wenn der Raum für verschiedene Transaktionen derselbe ist, das heißt, wenn

Agrarumweltmaßnahmen jeweils im gleichen Raum angeboten werden und sich sowohl die

Transaktionskosten für die Verwaltung als auch für die Landwirte verringern (vgl. „one-stop

shops for management agreements” Falconer 2000, Rodgers & Bishop 1999). Oft stellen

administrative Einheiten einen potentiellen Kompromiss des Raumbezuges unter dem Aspekt der

Transaktionskosten dar, da dadurch z. B. Suchkosten für die Raumbildung und Verwaltung

entfallen. Untersuchungen zu Agrarumweltmaßnahmen in England mit naturräumlich definierten

Gebietskulissen, den so genannten ESA (Environmental Sensitive Areas), zeigen jedoch, dass

sich die Transaktionskosten für Maßnahmen mit der Dauer der Anwendung verringern (Falconer

et al. 2001) und dadurch der potentielle Kostenvorteil der administrativen Gebietskulissen sinkt.

Für die praktische Verwendung von Indikatoren im hier diskutierten Zusammenhang kann

‚allgemeingültig’ lediglich geschlussfolgert werden, je weniger die Validität der Indikatoren vom

Raum (Standort) abhängt, desto potentiell besser sind die Indikatoren geeignet.

Unter Punkt 2 (s. S. 118) wird der Raumbezug betrachtet, der für die Normierung der

Indikatoren entscheidend ist und durch den jeweiligen Zweck bestimmt wird. Im Zusammenhang

mit der Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft muss sich die Normierung der


Indikatoren auf die landwirtschaftliche (Betriebs-)Fläche beziehen lassen bzw. auf den räumlich

funktionalen Wirkungskreis der landwirtschaftlichen Nutzung. Den Landwirten können nur

Eigentumsrechte abgekauft werden, die sie aufgrund der Bewirtschaftungsrechte der jeweiligen

Betriebsfläche haben. Die Quantifizierung der Driving forces-Indikatoren und Pressure-

Indikatoren muss daher immer auf die landwirtschaftliche (genutzte) Fläche zu beziehen sein.

Am Beispiel verdeutlicht heißt dies, dass die Verminderung der Nährstoffemissionen (i.S.v.

Pressure-Indikator für das Ziel Grundwasserschutz) oder auch der Anbau von Untersaaten (i.S.v.

Driving forces-Indikator für das Ziel Erosionsschutz) pro Hektar honoriert wird. Ein Pressure-

Indikator, der sich auf die gesamte Betriebsfläche bezieht, wären z. B. die Hoftor-Bilanzen für

Stickstoff oder klimarelevante Gase wie CO2 (diese werden dann wieder auf die bewirtschaftete

Fläche bezogen, wenn daran Zahlungen geknüpft werden sollen).

Umweltzustands-Indikatoren werden in den meisten Fällen ebenfalls auf die landwirtschaftliche

Fläche normiert. Ein Beispiel ist das Vorkommen bestimmter Pflanzenarten auf dem Grünland

als Indikator des Umweltziels ‚Erhaltung standorttypischer Artenvielfalt des extensiv genutzten

Grünlandes’. Hier kann, wie im aktuell angewendeten Beispiel des MEKA II (vgl. Kap. 4.2.3.2),

der Grünlandschlag als Bezugsgröße für die Normierung genutzt werden. In der Anleitung zur

Beurteilung eines Grünlandschlages wird aufgeführt: „1. Das Grundstück ist entlang einer der

beiden Diagonalen (bei Dreiecksform entlang der Seitenhalbierenden) zu durchschreiten. Dabei

ist die Wegstrecke gedanklich in 3 gleich lange Abschnitte zu teilen. 2. Jeder dieser 3 Abschnitte

ist im Bereich der seitwärts ausgestreckten Arme auf Kennarten zu kontrollieren. Die zu

beurteilenden Flächen sind je ein Streifen links und rechts der ‚Ganglinie’ von etwa 80 bis 90

cm“ (MLR (Hrsg.) 1999).

Ein möglicher Umweltzustandsindikator mit Bezug zur Betriebsfläche wäre der Anteil

wertvoller Saumstrukturen (operationalisiert über klar definierte Merkmalsklassen) an der

Betriebsfläche als Indikator für das Ziel ‚Erhalt/Verbesserung der Artenvielfalt’.

Bei Zustands-Indikatoren muss der Indikator jedoch nicht in jedem Fall auf die

landwirtschaftliche Fläche normiert werden. Wenn als Umweltziel z. B. für das pleistozäne

Hügelland der Uckermark (Brandenburg) definiert ist, Sölle (anhand geschlossener

Merkmalsklassen definiert) aufgrund ihrer hohen Bedeutung für viele Arten zu erhalten, könnte

ein Landwirt dafür honoriert werden, die (durch bestimmte Indikatoren operationalisierten) Sölle

zu erhalten. Die Honorierung kann direkt an die Umweltzustands-Indikatoren geknüpft werden,

wenn diese Indikatoren auch die anderen Anforderungen erfüllen, die in Abbildung 20 (Kap.

122 Kapitel 6

6.3.4.7) im Überblick dargestellt sind82. Bezugsraum der Normierung wäre in diesem Fall also

das Soll (vgl. dazu jedoch auch Problemäquivalenz Kap. 6.3.4.2).

Die aktuellen Rahmenbedingen für die Honorierungsinstrumente unter VO (EG) 1257/1999

schließen eine Honorierung für Flächen/Objekte (z. B. Soll im oberen Beispiel) außerhalb der

landwirtschaftlich genutzten Fläche in Deutschland aus. Allerdings können seit 2000 bestimmte

Anteile von Landschaftsstrukturen als landwirtschaftliche Fläche in das InVeKoS-System

aufgenommen werden (vgl. Verordnung VO (EG) 2721/2000) und wären dadurch ebenfalls für

die Anwendung von Honorierungsinstrumenten relevant. Mit der ‚Integration’ dieser Flächen in

die landwirtschaftliche Fläche könnten auch für diese Flächen die Honorierungsinstrumente

genutzt werden. Allerdings wird aktuell in Deutschland davon noch kein Gebrauch gemacht.


geschlussfolgert werden, dass die Indikatoren für landwirtschaftliche Flächen (z. B. Hektar,

Schlag, Betriebsfläche) normierbar sein müssen (administrativ als landwirtschaftliche Fläche

ausgewiesen).

6.3.4.2 Problemäquivalenz

Die Indikatoren sollen es Landwirten ermöglichen, Eigentumsrechte an ökosystemaren und

individuellen Fähigkeiten zu tauschen, um die Produktion ökologischer Güter zu gewährleisten.

Die Indikatoren müssen die Gütereigenschaften definieren, die durch die Eigentumsrechte

bestimmt sind. Die Indikatoren müssen im Fall der Honorierung ökologischer Leistungen

gegenüber der Art der landwirtschaftlichen Nutzung eines Landwirtes sensibel und gegenüber

anderen Einflussfaktoren robust sein. Wenn ein sauberes Fließgewässer ein knappes

ökologisches Gut in einem bestimmten Gebiet darstellt (als gesellschaftliches Umweltziel

definiert ist), so kann dies z. B. über den Saprobienindex indikatorisch operationalisiert

werden83.

Das Problem besteht in der allgemein bekannten Tatsache, dass das nachgefragte Gut

(operationalisiert über Saprobienindex ) nicht nur durch die Eigentumsrechte des Landwirtes mit

angrenzenden Flächen beeinflusst wird, sondern von den verschiedenen Nutzern

82 Das Problem der Ermittlung des Wertes der ökologischen Leistung soll an dieser Stelle nicht diskutiert werden. 83 Es wird unterstellt, dass der Saprobienindex das nachgefragte ökologische Gut valide abbildet.


(Eigentumsrechten) im gesamten Einzugsgebiet des Fließgewässers abhängt. Das handelbare

ökologische Gut ist also nicht die nachgefragte Umweltstruktur ‚sauberes Fließgewässer’,

sondern lediglich die durch den einzelnen Vertragspartner beeinflusste Fließgewässerqualität.

Der Nachfrager (z. B. die Gesellschaft) muss sich bewusst sein, dass er mit

Honorierungsinstrumenten lediglich für die mit den Eigentumsrechten erfassten Eigenschaften

sein Geld investiert.

Die Herausforderung im Zusammenhang mit effizienten Honorierungsinstrumenten besteht

demnach darin, dass der durch die landwirtschaftliche Nutzung beeinflusste Teil der

nachgefragten ökologischen Güter durch Indikatoren gefasst werden muss und zwar derart, dass

für den Landwirt idealer Weise Handlungsalternativen zur Produktion dieser Güter offen stehen.

Diese Betrachtungen führen in jedem einzelnen Fall zur kritischen Diskussion, ob

Honorierungsinstrumente das geeignete Mittel sind, um die Produktion der ökologischen Güter

zu gewährleisten. Sind die Indikatoren nicht problemäquivalent, geht bei vertraglich geregelten

Transaktionen von Eigentumsrechten einer der Vertragspartner ein Risiko ein. Bei Zustands-

Indikatoren, die nicht robust gegenüber anderen Einflüssen als der selbst gesteuerten

landwirtschaftlichen Nutzung sind, trägt der Landwirt das Risiko, kein Geld zu bekommen,

obwohl er bestimmte Maßnahmen durchgeführt hat (z. B. die Düngung reduziert hat). Bei

Immissions-Indikatoren muss zwischen zwei Situationen unterschieden werden, je nachdem, ob

die Immission als Wirkung oder Ursache definiert wird. Der Anbieter (z. B. ein einzelner

Landwirt) trägt das Risiko, wenn die Immissionen nicht problemäquivalent reagieren und der

Nachfrager (z. B. Gesellschaft) trägt das Risiko, wenn die Immission nicht problemäquivalent

wirkt (vgl. auch Kap. 6.3.5.1). Bei Emissions- und Maßnahmen-Indikatorenarten trägt die

Gesellschaft das Risiko, ihr Geld in die Maßnahmen zu investieren, ohne das nachgefragte

ökologische Gut zu erhalten (vgl. Tabelle 2)

Tabelle 2: Träger des Vertragsrisikos bei nicht problemäquivalenten Indikatoren im Rahmen der

Honorierung

Indikatorentyp Risikoträger bei fehlender Problemäquivalenz der Indikatoren

Zustands-Indikatoren Anbieter

Immissions-Indikatoren Anbieter oder Nachfrager

Emissions-Indikatoren Nachfrager

Maßnahmen-Indikatoren Nachfrager

124 Kapitel 6


geschlussfolgert werden, dass die Indikatoren gegenüber der landwirtschaftlichen Nutzung eines

Vertragspartners sensibel und gegenüber den anderen Nutzungen robust sein müssen. Fehlende

Problemäquivalenz bei Indikatoren bedeutete in jedem Fall für einen Vertragspartner das Risiko,

knappe Ressourcen umsonst zu investieren.

6.3.4.3 Zeitäquivalenz

Die Indikatoren müssen in einem Zeitraum sensibel sein, der vertraglich gebundene

Transaktionen ermöglicht. Prinzipiell können dies sehr lange Zeiträume sein (vgl. z. B. im

Forstbereich). In der Landwirtschaft funktionieren derartige Vertragslaufzeiten jedoch nicht.

Landwirtschaftliche Betriebe sind derart strukturiert, dass die Erträge aus Leistungen auf ihren

Flächen möglichst jährlich anfallen. Verträge können und werden zwar auch langfristiger

abgeschlossen, die Erträge fließen jedoch in der Regel zeitnah zu den entgangenen

Alternativerträgen. Die meisten der aktuell abgeschlossenen Verträge zur Honorierung

ökologischer Leistungen haben eine Vertragslaufzeit von 5 Jahren, wobei für jedes Jahr

kontrollierbare Indikatoren vorliegen, auf deren Grundlage die jährliche Zahlung erfolgt. Auch

unter der Annahme, dass durch die äußeren agrarpolitischen Rahmenbedingungen große

Flexibilität bei der Ausgestaltung von Verträgen besteht (was de facto in den meisten Fällen

aktuell und in absehbarer Zeit nicht zutrifft), dürfen die Umweltprobleme, die mit der

Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft gelöst werden sollen, nicht auf eine

mittlere bis langfristige Vertragslaufzeit angewiesen sein. Das heißt, die Indikatoren müssen

relativ kurzfristig reagieren (Zustands-Indikatoren) bzw. kurzfristig wirken (Immissionens-

Emissions- und Maßnahmen-Indikatoren). Honorierungsinstrumente sind besonders dort

geeignet, wo kurz- und mittelfristige Ziele erreicht werden sollen.

Wenn keine Indikatoren für die knappen ökologischen Güter definiert werden können, die in

‚vertragstauglichen’ Zeiträumen sensibel sind, ist das Umweltproblem nicht (allein) mit

Honorierungsinstrumenten zu lösen. Es sind Anreize notwendig, um zu gewährleisten, dass die

Vertragslaufzeit mit der inhärenten Systemzeit der ökologischen Systeme übereinstimmt84. Die

inhärente Systemzeit ist die dem ökologischen System eigene Zeitskala. Diese ergibt sich aus der

84 Die inhärente Systemzeit kann zu den in der ökonomischen Literatur als ‚Wirkungs- und Erkennungslags’ bezeichneten Verzögerungen führen (vgl. Andel 1998).


Reproduktionszeit, bei Lebewesen also die Generationszeit, bei höheren Systemen die Dauer, bis

diese auf die Störung bzw. Maßnahme reagieren (Kümmerer 2000).

Sind derartige Anreize da, besteht also Aussicht darauf, dass die Maßnahmen ökologisch

äquivalent durchgeführt werden, kann die ‚Etappenleistung’ auf dem Weg zum tatsächlichen

Ziel indikatorisch abgebildet und daran eine Honorierung geknüpft werden. „Führt eine

Maßnahme ... erst nach vielen Jahren zu dem angestrebten Zustand, so müsste als ‚Leistung’

nicht die beobachtbare Einstellung dieses Zustandes, sondern schon seine jetzige Vorbereitung

gewertet werden“ (Hampicke 1996: 84). Ähnlich wie bei der Problemäquivalenz (vgl.

Kap. 6.3.4.2) kann es demnach notwendig sein, dass die direkt nachgefragten, jedoch nur

langfristig zu erreichenden Umweltziele (zu produzierende ökologische Güter) nicht durch

Transaktionen von Eigentumsrechten zu erreichen sind und daher Etappenziele im Sinne von

handelbaren, kurz- bzw. mittelfristig zu produzierenden ökologischen Gütern definiert werden.

Wie bei fehlender Problemäquivalenz ergibt sich auch bei fehlender zeitlicher Sensibilität ein

Risiko für einen der Vertragspartner.

Wird die Honorierung an Zustands-Indikatoren geknüpft, trägt der Landwirt oder die

Gesellschaft das Risiko, je nachdem ob das ökologische Gut erhalten oder erst entwickelt werden

muss. Sind z. B. in einem bestimmten Raum wiesenbrütende Limikolen (Watvögel) knappe

ökologische Güter, so kann die ökologische Leistung darin bestehen, (i) derartige Limikolen zu

erhalten oder (ii) einen Beitrag zur (Weiter)Entwicklung der Population zu leisten.

Wird die Honorierung ökologischer Leistungen zur Erhaltung der Limikolen an Zustands-

Indikatoren geknüpft (z. B. direkt an die definierte Anzahl bestimmter Limikolenart pro Fläche),

trägt die Gesellschaft im Wesentlichen das Risiko, das bei fehlender zeitlicher Sensibilität

auftritt. Arten können z. B. mit zeitlicher Verzögerung auf Änderungen ihres Standortes

reagieren bzw. haben ein langes Verharrungsvermögen (z. B. Großer Brachvogel). Die

Limikolen können also noch für eine Generation (Großer Brachvogel z. B. über 20 Jahre) auf

Flächen vorkommen, deren Standortbedingungen (ökologische Fähigkeiten!) jedoch eine

Reproduktion nicht mehr in ausreichendem Maße gewährleisten. Ergebnisse zum

Reproduktionserfolg des Großen Brachvogels in Brandenburg sollen diesen Zusammenhang

beispielhaft verdeutlichen.

In Tabelle 3 sind die Anzahl der näher kontrollierten Brutpaare (BP) und der

Reproduktionserfolg des Großen Brachvogels für verschiedene Zeitreihen und verschiedene

europäische Vogelschutzgebiete ‚Specially Protected Area’ (SPA) in Brandenburg dargestellt.

126 Kapitel 6

Vergleicht man den tatsächlichen Reproduktionserfolg mit den Angaben der Literatur zur

notwendigen Reproduktion von 0,4 flüggen Jungtieren (fl. Juv.) pro Brutpaar (den Boer 1995)

zeigt sich, dass der tatsächliche Reproduktionserfolg im überwiegenden Teil nicht ausreicht, um

die Population langfristig zu erhalten. Dieser fehlende Reproduktionserfolg spiegelt sich jedoch

nur unzureichend in den vorkommenden Brutvogelpaaren wider (vgl. Tabelle 3). Die Anzahl der

Brutvogelpaare ist kein zeitlich sensibler Indikator. Mit Bezug auf die Ausführungen zur

Validität kann für diesen Fall auch geschlussfolgert werden, dass der Indikator ‚Anzahl der

Individuen/Brutpaare’ nicht valide ist, da das Umweltziel die Erhaltung/die Bereitstellung der

notwendigen ökosystemaren und individuellen Fähigkeiten zur Produktion der ökologischen

Güter ist (vgl. Kap. 6.3.2).

Tabelle 3: Anzahl der Brutpaare (BP) (kontrolliert) und des Reproduktionserfolges des Großen Brachvogels

auf Grünland in drei Brandenburger Vogelschutzgebieten

Europäisches

Vogelschutzgebiet (SPA) Jahr

Anzahl näher

kontrollierter BP

Reproduktionserfolg

fl. Juv./BP*

2000 5 0,2

2001 5 0,0 Untere Havelniederung (Gr. Grabenniederung)

2002 5 0,2

1998 21 0,24

2000 20 0,05

2001 20 0,45 Belziger Landschaftswiesen

2002 20 0,0

1998 13 0,15

1999 12 0,17

2000 11 0,0 Malxe-Niederung

2001 11 0,0

*erforderliche Reproduktion (nach Boer 1995): 0,4 fl. Juv./BP Datenquelle: LUA N2 (2003)

Eine andere Situation ergibt sich, wenn die Honorierung an Zustands-Indikatoren geknüpft wird,

diese jedoch einen zu entwickelnden Zielzustand abbilden (ii). So könnte der Landwirt dafür

honoriert werden, dass sich auf seiner Wiese die Anzahl der Brutpaare des Großen Brachvogels

verdoppelt. In diesem Fall trägt der Landwirt das Risiko, wenn der Indikator nicht zeitlich

sensibel (entsprechend vertraglichen Regelungen) reagiert (Annahme: valide und

problemäquivalent). Bei dem gewählten Beispiel des Großen Brachvogels ist diese Sensibilität


nicht gegeben, da die Ansiedlung von neuen Brutpaaren in hohem Maße von den individuellen

standörtlichen Gegebenheiten abhängt (z. B. der historischen Nutzung, der Populationsdichte im

Gebiet usw.).

Bei Immissions-Indikatoren liegt das Risiko beim Anbieter oder Nachfrager, je nachdem ob

Immissionen nicht zeitäquivalent reagieren oder wirken (vgl. Kap. 6.3.4.3). Wird die

Honorierung an Emissions- oder Maßnahmen-Indikatoren geknüpft, trägt die Gesellschaft in

jedem Fall das Risiko, wenn die Maßnahmen nicht in der Vertragszeit Wirkung zeigen. Tabelle 4

stellt noch einmal die Verteilung des Risikos bzgl. der Zeitäquivalenz für die Indikatorenarten im

Überblick dar.

Tabelle 4: Träger des Vertragsrisikos bei nicht zeitäquivalenten Indikatoren im Rahmen der Honorierung

Risikoträger bei fehlender zeitlicher Sensibilität der Indikatoren Indikatorentyp

Erhaltungsziel Entwicklungsziel

Zustands-Indikatoren Nachfrager Anbieter

Immissions-Indikatoren kein Risiko* Anbieter oder Nachfrager

Emissions-Indikatoren kein Risiko* Nachfrager

Maßnahmen-Indikatoren kein Risiko* Nachfrager

* Annahme: Indikatoren sind valide/problemäquivalent


geschlussfolgert werden, dass die Indikatoren in vertragstauglichen Zeiten sensibel sein müssen.

Dabei gilt, je schneller die Indikatoren Wirkung anzeigen bzw. Wirkung verursachen, desto

besser sind diese geeignet (desto flexibler können Verträge gestaltet werden). Fehlende

Zeitäquivalenz bei Indikatoren bedeutet in jedem Fall für einen Vertragspartner das Risiko,

knappe Ressourcen umsonst zu investieren.

6.3.4.4 Normierbarkeit

Mit den Indikatoren (dem Indikator) muss eine Grenzziehung in gleicher Weise möglich sein wie

mit einem Grenzwert im Bereich des Ordnungsrechtes. „Ein ... Grenzwert digitalisiert das

Problem, er ist eine Form mit zwei Seiten, deren eine den Bereich des Verbotenen, deren andere

den Bereich des Erlaubten bezeichnet. Auf geschickte Weise wird dadurch das Verbotene und

128 Kapitel 6

das Erlaubte in einer einzigen Markierung zusammengefasst, und diese Markierung kann zudem

verschoben werden, wenn Veränderungen des Erkenntnisstandes oder politische Pressionen dies

nahe legen“ (Luhmann 1991: 1777, zitiert in Schröder 1996). Die Indikatoren müssen eine

Standardisierung ermöglichen, die honorierungswürdige von nicht honorierungswürdigen

Leistungen trennt. Dies ist durch die Bildung einer geschlossenen Merkmalsklasse möglich (vgl.

Operationalisierung i.d.S. in Romahn 2003: 81). Die Einstufung z. B. einer einzelnen

landwirtschaftlich genutzten Fläche als honorierungswürdig oder nicht honorierungswürdig

entspricht einer einfachen Ja-/Nein-Entscheidung. Dies setzt voraus, dass bei der Subsumtion des

konkreten Einzelfalls unter die geschlossene Merkmalsklasse eine objektive ex ante-

Bewertungsregel besteht (i.d.S. vgl. auch Romahn 2003 zur Subsumtionstheorie in der

Bewertung). Bei der Subsumtion des einzelnen Objekts ist festzustellen, ob dieses zu der

entsprechend bewerteten Klasse gehört, wobei die Zuordnung der einzelnen Objekte zur

Wertklasse durch das Verfahren zweifelsfrei bestimmt ist (vgl. Bernotat et al. 2002: 369,

Romahn 2003: 71 f.).

Die aktuellen politischen Rahmenbedingungen für die Anwendung der Honorierung

ökologischer Leistungen bedingen eine sehr präzise und einfache Möglichkeit der Kontrolle von

Zahlungen für ökologische Leistungen. Das heißt, die Ja-/Nein-Entscheidung muss anhand

einfacher und klar nachvollziehbarer Indikatoren normiert sein. Da aktuell und wohl auch

künftig der größte Anteil der Honorierungsinstrumente im Rahmen von EU-kofinanzierten

Agrarumweltprogrammen angeboten wird (vgl. Kap. 7.2), sind die EU-weit geltenden strengen

Rahmenbedingungen einzuhalten. Die Mitgliedstaaten sind zuständig für die korrekte

Durchführung der Agrarumweltmaßnahmen. Die Kommission (und der Europäische

Rechnungshof) prüfen bei 5 % der Teilnehmer an Agrarumweltmaßnahmen im Rahmen von

Vor-Ort-Kontrollen jedes Jahr die Durchführung. Wird dabei festgestellt, dass zu Unrecht

honoriert wurde, kann die Kommission dem Mitgliedstaat diese Mittel ‚in Rechnung stellen’,

also anlasten. Entscheidend für die Administration der Mitgliedstaaten ist dann der Grund der zu

unrecht gezahlten Honorierung. Es können zwei Situationen unterschieden werden. (i) Ist der

Verstoß z. B. durch falsche Angaben des Landwirtes entstanden, der die Honorierung erhalten

hat, so kann der Mitgliedstaat sich – nach Maßgabe der verwaltungsrechtlichen Bestimmungen –

sein Geld dort wiederholen. (ii) Große Geldbeträge an Anlastungen kommen zustande, wenn die

Kommission bei ihren Prüfungen zu der Erkenntnis kommt, dass das Verwaltungsverfahren des

Mitgliedstaats nicht den rechtlichen Anforderungen genügt. Dann kann sie einen bestimmten

Prozentsatz der insgesamt für eine Maßnahme gezahlten Beihilfen vom Mitgliedstaat

zurückfordern. Dies erfolgt auch dann, wenn nicht fahrlässig gehandelt wurde, sondern die

Administration nach bestem Wissen und Gewissen gehandelt hat. Je komplizierter also die


Anforderungen an das Verwaltungsverfahren und je höher das Beihilfevolumen, desto höher das

Anlastungsrisiko, das aktuell bei Agrarumweltmaßnahmen in Größenordnungen von Millionen €

liegen kann.


geschlussfolgert werden, dass die Indikatoren eine klare Grenzziehung zwischen honorierungs-

würdiger und nicht honorierungswürdiger Leistung ermöglichen müssen.

6.3.4.5 Formulier- und Kommunizierbarkeit

Aktuell und wohl auch in der näheren Zukunft sind die Instrumente der Honorierung

ökologischer Leistungen nachfrageorientiert. Die Nachfrage muss so gestaltet sein, dass die

Landwirte, als Adressaten, die damit verbundene Zielsetzung verstehen. Dies bedeutet nichts

anderes, als dass sich die Validität auch den Landwirten als Adressaten erschließt. Dies kann als

wesentliche Voraussetzung für die Akzeptanz derartiger Instrumente angesehen werden. Den

Anwendern muss deutlich werden, was die Indikatoren abbilden, welches Ziel mit diesen

erreicht werden soll. Aktuell wird die Honorierung ökologischer Leistungen in den meisten

Fällen an bestimmte Maßnahmen (nur teilweise im Sinne von Maßnahmen-Indikatoren)

geknüpft (vgl. Kap.7.2.2.4). Für diesen Fall muss die Kausalkette zwischen Maßnahme und Ziel

für den Landwirt nachvollziehbar sein. Menschen halten Normen (im Beispiel bestimmte

Bewirtschaftungsauflagen) eher ein, wenn sie einen Sinn darin sehen. Das gilt auch für die

Bereitschaft zum freiwilligen Tausch von Eigentumsrechten im Rahmen von

Agrarumweltmaßnahmen. Eine europaweite Untersuchung über die Gründe der Teilnahme von

Landwirten an freiwilligen Agrarumweltmaßnahmen kam z. B. zu dem Ergebnis, dass gerade bei

den deutschen Landwirten (untersucht wurden die Bundesländer Bayern, Sachsen und

Schleswig-Holstein) ein wesentlicher Grund der Nichtteilnahme die Überzeugung war, dass

damit kein Nutzen für die Umwelt entsteht (vgl. Drake et al. 1999). 63 % der befragten

Landwirte in Bayern und 33 % der Landwirte in Sachsen gaben als einen Grund der

Nichtteilnahme an, dass sie durch die Maßnahmen keine Verbesserung für die Umwelt erwarten

(Falconer 2000) (vgl. Tabelle A-2 im Anhang). Die Einsicht in die Ziele und den Zweck von

Agrarumweltmaßnahmen dürfte um so mehr zählen, wenn die Maßnahmen gleichzeitig eine

Einschränkung anderer produktiver Handlungsalternativen (sinnvoller Ziele) bedeuten. Auch

Zustands-Indikatoren sowie Emissions- und Immissions-Indikatoren müssen für den Landwirt

130 Kapitel 6

nachvollziehbar und sinnvoll sein85. Diese Erkenntnisse bestätigen auch Untersuchungen zu den

Akzeptanzfaktoren von Natur- und Landschaftsschutzmaßnahmen (Knierim & Siebert 2003,

Schenk 2000). Darüber hinaus gilt: „Je schwieriger die Kontrollierbarkeit und je weniger

einsichtig die Bewirtschaftungsauflagen, desto höher ist der Anreiz für einen Vertragsbruch“

(Baur 1998: 11, vgl. auch Kuhlmann 1997, Rapp 1998).

Die aktuell angewendete Honorierung im Rahmen von Agrarumweltprogrammen wird von

unterschiedlichen Ebenen administriert. Dies reicht von der Europäischen Kommission in

Brüssel über das Bundesministerium für Verbraucherschutz und Landwirtschaft (bei

Maßnahmen im Rahmen GAK), die hauptverantwortlichen Landesministerien und die

dazugehörigen Landesanstalten und Ämter bis hin zu den regionalen Stellen wie

Landwirtschaftsämter als direkte Ansprechpartner der Landwirte (vgl. Kap. 7.1.3). Für eine

effiziente Ausgestaltung und Umsetzung der Honorierungsinstrumente ist dabei Voraussetzung,

dass die Anwender die operationalisierten Ziele der Instrumente inhaltlich und funktionell

verstehen, d. h. die Indikatoren als wesentliche Größe anwendergerecht sind.

Werden wieder die gegebenen Rahmenbedingungen betrachtet, so ist unter dem Aspekt der

Formulierbarkeit gerade die Kommunikation und Abhängigkeit der unterschiedlichen

Verwaltungsebenen entscheidend. Die Bundesländer müssen die Agrarumweltprogramme durch

die EU förmlich bestätigen lassen. Für die Bewertung dieser Programmplanungen durch die

Kommission wird es immer wichtiger, dass die Honorierung an klar definierte Merkmale

(Indikatoren) geknüpft wird, um damit Ziele und Mittel transparent darzustellen und einer

Bewertung unter verschiedenen Kriterien (z. B. Kohärenz der Maßnahmen) zugänglich zu

machen. Die zunehmende Bedeutung dieses Anspruchs, insbesondere auch die Verbesserung der

Transparenz gegenüber der Öffentlichkeit, wird in der steigenden Zahl von Evaluierungen

deutlich. Die Anforderungen an die Evaluierung der Agrarumweltmaßnahmen im Zuge der

Halbzeitbewertung der Pläne zur ländlichen Entwicklung verdeutlichen den Anspruch an

deutlich formulierte Maßnahmen mit klarem und nachvollziehbarem Zielbezug (vgl. Guidelines

der Kommission zur Halbzeitbewertung COM 1999a, COM 2000b, COM 2002b).


geschlussfolgert werden, dass die Indikatoren adressatengerecht und anwendergerecht

formuliert sein müssen.

85 ausführlich zur Bedeutung der ‘Motivation’ bei der Einhaltung von Umweltrecht Ekardt 2001


6.3.4.6 Praktische Erhebbarkeit und Überprüfbarkeit

Die Instrumente zur Honorierung ökologischer Leistungen werden nur dann eingesetzt, wenn die

Transaktionskosten nicht höher sind als der Wert der gehandelten Eigentumsrechte. Praktisch

bedeutet dies, dass der Erhebungsaufwand finanziell in einem angemessenen Verhältnis zum

Wert der erbrachten Leistungen bzw. der Güter stehen muss (zur Bedeutung der

Transaktionskosten für die Instrumentenwahl vgl. z. B. Falconer & Whitby 1999: 84). Geht man

dabei wieder von den aktuellen Rahmenbedingengen für Honorierungsinstrumente aus, muss die

Erhebung im Rahmen des Integrierten Verwaltungs- und Kontrollsystems (InVeKoS) der EU

(VO (EG) 2419/2001) möglich sein. Im Anhang ist dieses relativ aufwendige Verfahren der

Verwaltungskontrolle in Abbildung A-2 dargestellt. Die Erhebung der Indikatoren erfolgt durch

die Administration bzw. die Landwirte (durch Nichtspezialisten im Umweltbereich). Für

Maßnahmen-Indikatoren bedeutete dies, dass die Maßnahmen beobachtbar oder im Zuge der

Buchhaltung nachvollziehbar sein müssen. Aus diesem Anspruch heraus hat die EU-

Kommission z. B. die Kofinanzierung von Agrarumweltmaßnahmen abgelehnt, bei denen eine

Verringerung des Einsatzes von mineralischem Stickstoffdünger um x % honoriert werden sollte.

Derartige Auflagen sind nicht nachvollziehbar zu erheben.

Umweltzustände (Strukturen) oder auch Immissionen und Emissionen müssen mit einem

praktisch realisierbaren Aufwand zu erheben sein. Der Aufwand zur Erhebung muss in einem

angemessenen Verhältnis zum Wert der ökologischen Güter stehen. Allgemein gilt auch in

diesem Fall wieder, je einfacher die Indikatoren zu erheben sind, desto geringer ist das

Anlastungsrisiko (vgl. S. 129).


geschlussfolgert werden, dass die Indikatoren mit möglichst geringem Aufwand erhebbar sein

müssen.

6.3.4.7 Anforderungsprofil im Überblick und Diskussion

In Kapitel 6.3.4 werden die Anforderungen an Indikatoren erläutert, die sich aus dem besonderen

Zweck ergeben, nämlich die Möglichkeit zu eröffnen, Eigentumsrechte an ökosystemaren und

individuellen Fähigkeiten zur Produktion knapper ökologischer Güter zu tauschen, um damit die

Produktion dieser Güter zu gewährleisten. Die formulierten Anforderungen gelten sowohl für

Zustands-Indikatoren als auch für Immissions- und Emissions-Indikatoren sowie für

Maßnahmen-Indikatoren. Die Anforderungen müssen in einem gegenseitigen Abwägungsprozess

132 Kapitel 6

bei der Entwicklung der Indikatoren berücksichtig werden. Abbildung 20 stellt die diskutierten

Anforderungen noch einmal im Überblick dar.

Abbildung 20: Anforderungen an Agrarumweltindikatoren im Rahmen der Honorierung

ökologischer Leistungen

Die Auseinandersetzung mit den Anforderungen an Agrarumweltindikatoren und die

Übertragung dieser Erkenntnisse auf Agrarumweltmaßnahmen führt nicht zuletzt zu

Lernprozessen und Erkenntnissen, welche Umweltprobleme mit Hilfe von ökonomischen

Instrumenten gelöst werden können, welche Produktion von ökologischen Gütern mit Hilfe von

ökonomischen Anreizen gesteuert werden kann. Der Lernprozess als wichtiger Output der

Auseinandersetzung mit operationalisierten Zielen wurde bereits vor mehreren Jahren

hervorgehoben: „Mitunter drängt sich gar der Eindruck auf, dass der gesellschaftliche und

politische Lernprozess als bedeutsamer erachtet wird als die eigentliche Festlegung der Ziele und

damit die Umsetzung konkreter Maßnahmen“ (Sandhövel 1997: 26).

Der kritische Zielbezug erlaubt überhaupt erst die Auseinandersetzung über die ‚wahren’

politischen Ziele von Maßnahmen, nämlich, ob damit Distributions- oder tatsächlich

Anforderungen an Agrarumweltindikatoren

als Anknüpfungsstelle für die Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft

Ein komplexer naturwissenschaftlicher Sachverhalt muss auf eine Ja/Nein-Entscheidung zu reduzieren sein.

• adressatengerecht -(Verständlichkeit bei den Landwirten)

• anwendergerecht (Vollzieh- barkeit durch die Verwaltung und Kontrollfähigkeit durch die Rechtsprechung)

Indikatoren müssen mit einem möglichst geringen Aufwand zu erheben sein.

normierbar praktisch erhebbar formulierbar

raumäquivalent zeitäquivalent problemäquivalent

Die Reaktionszeit bzw. zeitliche Sensibilität der Indikatoren muss im Rahmen sinnvoller Vertragsgestaltung liegen.

Indikatoren müssen auf der Betriebsebene oder größerem räumlichen Maßstab wie Feldblock/ Schlag/ ha landwirtschaftlicher Fläche normierbar sein.

Indikatoren müssen sich gegenüber der landwirtschaftlichen Nutzung eines Vertragspartners sensibel und anderen Einflüssen gegenüber robust verhalten.


Allokationsziele verfolgt werden, ob hinter der Steuerung ein Akt symbolischer Umweltpolitik

steckt, der ökologisch orientierte Wähler und Landwirtschaftslobby gleichermaßen gewinnt (vgl.

Eckardt 2001: 491).

Wird die Entwicklung von Agrarumweltmaßnahmen unter diese Anforderungen gestellt, werden

die aktuellen Agrarumweltmaßnahmen also als Maßnahmen-Indikatoren aufgefasst, müssten

viele der aktuellen Agrarumweltprogramme kritisch überarbeitet werden. Die Halbzeitbewertung

der Agrarumweltprogramme war ein erster Schritt in die Richtung, musste doch mit der

Bewertung ein eindeutiger Zielbezug der einzelnen Maßnahmen (erstmals) hergestellt und die

Wirkung der Maßnahme für diese Umweltziele abgeschätzt werden. Damit wurden zwangsläufig

Fragen der Raum- und der Zeitäquivalenz aufgeworfen. Im Rahmen der Bewertung der

Akzeptanz und der administrativen Umsetzung flossen die Anforderungen ein, die unter der

Normier-, Formulier- und praktischen Erhebbarkeit in den Kapiteln 6.3.4.4 bis 6.3.4.6 diskutiert

wurden (vgl. z. B. Berichte zur Halbzeitbewertung der EPLR).

6.3.5 Probleme der Indikatorenentwicklung und deren Konsequenzen

Die Entwicklung von Indikatoren, die den in Abbildung 20 beschriebenen Anforderungen

gerecht werden, stößt auf drei wichtige, miteinander verbundene Probleme (vgl. Abbildung 21).

An erster Stelle steht die Komplexität sowie das auftretende nicht deterministische Verhalten

ökologischer Systeme und die damit verbundene Unsicherheit bzgl. der aktiven Steuerung

derartiger Systeme (Kap. 6.3.5.1). Gepaart mit dem Problem der Normativität der

Indikatorenentwicklung (Kap. 6.3.5.2) und der Diversität der Umweltziele (Kap. 6.3.5.3)

bestimmt die Indikatorenentwicklung die Grenzen einer umweltzielorientierten Honorierung

(vgl. Abbildung 21). Während Emissions- und Maßnahmen-Indikatoren durch ‚bloße’

Maßnahmen im Sinne der Minimierungsstrategie (vgl. Kap. 6.2.2) prinzipiell ausgetauscht

werden können, wenn die Gesellschaft dazu bereit ist, das nicht definierbare Risiko potentiell

fehlender Wirkung zu tragen, definieren die Probleme der Komplexität und des nichtlinearen

Verhaltens ökologischer Systeme im Bereich der Zustands-Indikatoren die faktische Grenze der

ergebnisorientierten Honorierung, da kaum ein Landwirt bereit sein wird, ein unkalkulierbares

Risiko einzugehen (vgl. zur Risikobereitschaft Rapp 1998, Baur 2003).

134 Kapitel 6

Abbildung 21: Hauptprobleme bei der Entwicklung von Indikatoren als Ansatzstelle für die Honorierung

ökologischer Leistungen (Quelle: Matzdorf 2004)

6.3.5.1 Problem der Komplexität und des nicht deterministischen Verhaltens

ökologischer Systeme und das damit verbundene finanzielle Risiko

Der Indikatorenentwicklung liegt prinzipiell deterministisches Denken zugrunde. Ökosysteme

sind jedoch komplex86 und in vielen Fällen durch stochastisch und nicht linear87 ablaufende

Prozesse bestimmt und daher nicht deterministisch, sondern chaotisch (vgl. z. B. Cramer 1989,

Briggs & Peat 1990, Breckling 1992, 2000, Ekschmitt et al. 1996: 419). Alle belebten Systeme

sind komplexer als alle unbelebten (Vollmer 1990, vgl. auch Cramer 1979). Es sollen an dieser

Stelle nicht die genannten Eigenschaften der ökologischen Systeme erläutert werden, sondern

lediglich auf die aufgeführte Literatur verwiesen werden. Wesentlich für die

Indikatorenentwicklung sind allerdings die Schlussfolgerungen, die daraus gezogen werden

können.

“Dem Kausalitätsprinzip als Grundlage einer funktionalistischen Betrachtung kommt daher nur

die Bedeutung eines partiell brauchbaren Gedankengebäudes zu, dessen Tragfähigkeit in der

86 Es ist im Allgemeinen nicht möglich, Ökosysteme in der Komplexität ihrer Wirkmechanismen durch eine endliche Zahl von Merkmalen vollständig zu erfassen (vgl. z. B. Überkomplexität Berg & Scheringer 1994, anschauliches Beispiel in Gorke & Ott 2003: 96). 87 Zufällige Ereignisse sowie kleinste Änderungen der Anfangsbedingungen, die eine entscheidende Wirkung auf den Endzustand eines Systems haben können, bestimmen die Prozesse in Ökosystemen (z. B. Mosekilde & Mosekilde (Hrsg.) 1991, anschauliche Beispiele auch in Breckling 2000).

Normativität des Prozesses

Diversität

der Umweltziele

Komplexität

ökologischer Systeme


Ökologie im Einzelfall zu diskutieren ist“ (Breckling 2000: 101). Vor diesem Hintergrund kann

nicht von validen Immissions-, Emissions- und Maßnahmen-Indikatoren sowie problem-

kompatiblen Zustands-Indikatoren ausgegangen werden. Diese sind in gleicher Weise ein

idealisiertes Gedankenkonstrukt, dem man sich versuchen muss anzunähern. Breckling fasst die

Problematik treffend zusammen: „In ihrer Gesamtheit ist die belebte Natur also weder als

deterministischer Ablauf funktional vorstellbar noch ist sie durchgängig unberechenbar

handelnde Instanz. Ihre Unvorhersehbarkeit ist ebenso vorhersehbar wie ihre Vorhersehbarkeit

überraschen kann“ (Breckling 2000: 112).

Die Schlussfolgerung daraus ist, dass jeder Versuch der aktiven Steuerung von Ökosystemen

Entscheidungen unter Unsicherheit verlangt (z. B. Schröder 1996, Jaeger 2000, Gorke & Ott

2003). „Je komplexer ein Sachverhalt ist, desto schwieriger ist es, eine generell verbindliche,

auch Einzelfällen gerecht werdende Regelung zu formulieren“ (v. Mutius & Stüber 1998: 125).

Unsicherheit beschäftigt Wissenschaft und Philosophie seit jeher, was aktuell neu ist, ist die

Tatsache, dass z. B. im Zuge aktueller Umweltprobleme dieser Unsicherheit nicht ausgewichen

werden kann, Unsicherheit „cannot be tamed or ignored“ (Fjelland 2002: 161).

Unsicherheit in der Steuerung ökologischer Systeme bedeutet für die Honorierung ökologischer

Leistungen, dass ein finanzielles Risiko entsteht, das je nach Ausgestaltung des Instrumentes von

der Gesellschaft als Nachfrager oder den Landwirten als Anbieter getragen werden muss.

Risiken beschreiben den Tatbestand, dass als Konsequenz von menschlichen

Handlungsentscheidungen negativ bewertete Ereignisse eintreten können (Zimmermann & Pahl

1999), im vorliegenden Fall die Entstehung von Kosten.

Das finanzielle Risiko tritt aufgrund von Unsicherheit in drei unterschiedlichen

Ausgangsituationen auf, die sich vor allen Dingen in ihrer Kalkulierbarkeit des finanziellen

Risikos unterscheiden. Es tritt eine Risikosituation i.e.S. auf, bei der die relevanten

landwirtschaftlichen Maßnahmen zur Produktion des ökologischen Gutes genauso bekannt sind

wie die Eintrittswahrscheinlichkeit der Wirkung im relevanten Vertragszeitraum. Diese

Risikosituation wird in Anlehnung an den Begriff ‚Risiko’ aus der Risikoforschung definiert

(Schadensereignis und Eintrittswahrscheinlichkeit bekannt, vgl. zur Definition Bechmann 1990).

Neben dieser Risikosituation treten zwei Formen von ungewissen Situationen mit unbekanntem

oder intrinsisch unsicherem Ereignisraum auf (vgl. zur Unterscheidung von Ungewissheit in der

Risikoforschung auch Jaeger 2000). Diese werden gefasst als Unsicherheit i.e.S. und

Unbestimmtheit. Bei der Unsicherheit i.e.S. sind die relevanten landwirtschaftlichen Maßnahmen

(Ursachen) und deren Wirkungen bekannt, allerdings lässt sich die Eintrittswahrscheinlichkeit

136 Kapitel 6

der Wirkungen nicht kalkulieren. Bei der Unsicherheit sind sowohl die relevanten Maßnahmen

als auch die Eintrittswahrscheinlichkeit nicht bekannt. In allen drei Situationen sind jedoch die

ökologischen Güter bekannt. Nur unter diesen Bedingungen ist das Instrument der Honorierung

ökologischer Leistungen relevant (vgl. Kap. 6.2.2).

In Abbildung 22 sind die drei Situationen, die zu einem finanziellen Risiko im Zuge der

Honorierung ökologischer Leistungen führen, noch einmal im Überblick dargestellt:

Risikosituation i.e.S. und die Situation der Ungewissheit, die sich unterteilt in Unsicherheit i.e.S.

und in Unbestimmtheit. Damit wird der sich auch in der juristischen Literatur durchzusetzende,

umfassende Risikobegriff angenommen (vgl. Wahl 1995, Kleihauer 1999). Bei der Typisierung

ist zu beachten, dass es keine klaren Grenzen zwischen den Typen gibt, sondern dass fließende

Übergänge bestimmend sind (vgl. auch dazu Nida-Rümelin 1996).

Abbildung 22: Finanzielles Risiko unterschieden nach drei unterschiedlichen Formen der Kalkulierbarkeit

Was bedeutet dies für die Indikatorenentwicklung bzw. welche Indikatorentypen kommen in den

drei unterschiedlichen Situationen im Zuge der Honorierung ökologischer Leistungen der

Landwirtschaft in Frage? Die Antwort liefert gleichzeitig den Möglichkeitsraum für die

Anwendung von ergebnisorientierten Honorierungsansätzen.

Kalkulierbarkeit sinkt

Unsicherheit steigt

Finanzielles Risiko

bekannt

bekannt

unbekannt

Relevante positive und negative

landwirtschaftliche Maßnahmen

(Ursachen) und deren Wirkungen

bzgl. ökologischem Gut

Risiko i.e.S. Ungewissheit

Unsicherheit i.e.S. Unbestimmtheit

bekannt

unbekannt

unbekannt

Eintrittswahrscheinlichkeit der

Wirkung


Situation ‚Risiko i.e.S.’

Die Steuerung in der Situation Risiko i.e.S. ist prinzipiell unproblematisch. Es kann rational

entschieden werden, ob das auftretende Risiko der Eintrittswahrscheinlichkeit der

landwirtschaftlich initiierten Wirkung dem Risiko übernehmenden Vertragspartner zu groß ist

oder ob er es eingehen will. Je nach Problemkonstellation, je nach den Eigenschaften des

ökologischen Gutes kann die Zahlung an Zustands-, Immissions-, Emissions- oder Maßnahmen-

Indikatoren gebunden werden. Es ist also sowohl eine ergebnisorientierte als auch eine

maßnahmenorientierte Honorierung ökologischer Leistungen möglich. Die Wahl der Indikatoren

und damit der Art der Honorierung hängt von der Risikobereitschaft der Vertragspartner ab

(Tabelle 5). Neben einer Situation ohne jegliche Unsicherheit (praktisch kaum relevant) bietet

die Risikosituation i.e.S. die besten Voraussetzungen für die Anwendung der

ergebnisorientierten Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft.

Situation ‚Unsicherheit i.e.S.’

In der Praxis kommen jedoch weit häufiger Situationen vor, bei denen die

Eintrittswahrscheinlichkeit nur annäherungsweise oder nicht zu bestimmen ist, es sich also um

Unsicherheit i.e.S. handelt (vgl. Abbildung 22). Es ist vordergründig nicht entscheidend, welcher

Typ von Indikatoren genutzt wird, bei allen, auch bei validen Zustands-Indikatoren, müssen die

Kausalzusammenhänge und die Wirkungsdauer bekannt sein, um das Lenkungswissen zu

generieren, wie die folgenden Ausführungen verdeutlichen.

Trotz der Komplexität kann es prinzipiell möglich sein, den Zielzustand anhand einfacher

Zustands-Indikatoren valide abzubilden. Komplexe, nicht lineare Systeme können in ihrem

Aussehen durchaus geordnet erscheinen (vgl. iterierte Funktionssysteme bei Breckling 2000, vgl.

auch Mandelbrot 1977). Entscheidend für die Funktion der Indikatoren ist jedoch die Frage nach

dem ‚wie’ und nicht nur nach dem ‚was’. Wie erhalte ich den Zielzustand bzw. wie entwickle ich

diesen Zustand, oder anders gefragt, welche ökosystemaren und individuellen Fähigkeiten sind

für die Erhaltung oder Entwicklung des ökologischen Gutes erforderlich. Wenn die Gesellschaft

z. B. einen bestimmten artenreichen Wiesentyp nachfragt, der durch eine bestimmte Anzahl von

Arten indikatorisch gefasst werden kann, müssen dem Landwirt mindestens die Wirkungen

seines Handelns bekannt sein. Mit hoher Wahrscheinlichkeit möchte der Landwirt jedoch nicht

nur, dass ihm die Wirkungen an sich bekannt sind, sondern dass er auch deren

Eintrittswahrscheinlichkeit kennt, um überhaupt rational entscheiden zu können, ob er das

138 Kapitel 6

Risiko eingeht, seine individuellen und die ihm zugeteilten ökosystemaren Fähigkeiten gegen

Geldwert zu tauschen.

Es ist prinzipiell davon auszugehen, dass der Landwirt unter Bedingungen der Unsicherheit i.e.S.

nicht bereit ist, das finanzielle Risiko einzugehen, es sei denn, die Rentenerträge sind sehr hoch.

Es gilt demnach die Annahme eines Landwirtes, der prinzipiell bereit ist, kalkulierbares Risiko

zu übernehmen. Zustands-Indikatoren sind von daher in Situationen der Unsicherheit nicht bzw.

nur sehr bedingt geeignet (vgl. Tabelle 5). Es gibt jedoch eine Möglichkeit, das Risiko von dem

Anbieter auf den Nachfrager zu übertragen, indem die nachgefragten Umweltzustände modelliert

werden (s. u. Modellnutzung).

In Situation der Unsicherheit i.e.S. ist für die Eignung von Immissionsindikatoren entscheidend,

an welcher Kausalstelle die Ungewissheit besteht. Wenn Ungewissheit darüber besteht, mit

welcher Wahrscheinlichkeit die relevanten landwirtschaftlichen Maßnahmen bzgl. der

Immissionen Wirkung zeigen, das unkalkulierbare Risiko also beim Landwirt liegt, wird der

Landwirt nicht bereit sein (Annahme siehe oben), seine Honorierung an Immissionen zu knüpfen

(vgl. Tabelle 5).

In Situationen, bei denen das unkalkulierbare Risiko bei den Landwirten liegt und von daher eine

freiwillige Transaktion per Annahme ausgeschlossen wird, können Modelle helfen, wenigstens

einen Teil der in Kapitel 4.2.2.2 beschriebenen Vorteile zu nutzen. In Modellen kann die

landwirtschaftlich beeinflusste Qualität dargestellt werden und die übrigen Einflussgrößen per

Definition festgelegt werden. Damit ist es möglich, das Risiko von dem Landwirt (Anbieter) auf

die Gesellschaft zu übertragen und trotzdem wesentliche Effizienzgewinne der

ergebnisorientierten Honorierung zu gewährleisten. Die Kosten der Ungewissheit zur Wirkung

der nicht modellierten Einflussgrößen trägt dann die Gesellschaft (vgl. Abbildung 23).

Ein Beispiel für einen modellierten Zustands-Indikator ist der modellierte flächenhafte

Bodenabtrag pro Hektar nach der Allgemeinen Bodenabtragsgleichung (ABAG) (Schwertmann

et al. 1990) als Indikator für das Umweltziel ‚Erhaltung der Bodenfruchtbarkeit’. Dieser

Indikator ist abhängig von Einflussfaktoren, die naturräumlich bestimmt sind (R-Faktor

berücksichtigt den Einfluss des Niederschlages, K-Faktor berücksichtigt den Einfluss des

Bodens, L- und S-Faktor berücksichtigen den Einfluss von Hanglänge und Hangneigung) und

von Faktoren, die der Landwirt beeinflussen kann (z. B. der C-Faktor, der den Einfluss der

Fruchtfolge und der Bodenbearbeitung berücksichtigt und der P-Faktor, der den Einfluss der

Konturnutzung und des Streifenanbaus berücksichtigt) (vgl. anschaulich in Feldwisch et al.

1998). Theoretisch wäre es möglich, den Landwirt je verringerter Tonne Bodenabtrag pro Hektar


gegenüber einem Referenzwert zu honorieren. Damit würden die Standortunterschiede zur

Entscheidungsgrundlage des Landwirtes gehören und somit Effektivitätsgewinne realisiert

werden.

Ein Beispiel für einen modellierten Immissions-Indikator sind N-Einträge ins Grundwasser bzw.

in Oberflächengewässer in Abhängigkeit von standörtlichen und landwirtschaftlich zu be-

einflussenden Faktoren. Der Ansatz zur Knüpfung der Honorierung an modellierte N-

Immissionen wird in Kapitel 8.1 diskutiert.

Die Vorteile von Modellen sind, dass

• das unkalkulierbare Risiko nicht beim Anbieter liegt und damit die Akzeptanz steigt,

• die landwirtschaftlich steuerbaren Einflussgrößen gezielt als Faktoren des Modells genutzt

werden können (z. B. auch Anwendungsdauer),

• mit den Modellfaktoren gleichzeitig die Ergebnis beeinflussenden Steuergrößen für den

Landwirt definiert sind.

Auf der anderen Seite können beim Einsatz von Modellen nicht in jedem Fall alle Vorteile der

ergebnisorientierten Honorierung (vgl. Kapitel 4.2.2.2) realisiert werden. So entsteht durch

modellierte Immissions-Indikatoren kein Anreiz, neues Wissen zur Verringerung der

Immissionen zu generieren, das Innovationspotential wird nicht erhöht.

Abbildung 23: Modelle als Möglichkeit des Übertrages von nicht kalkulierbaren Risiken von Landwirten auf

die Gesellschaft

Gemessene Umweltzustände/ Immissionen

Risiko beim Anbieter (z.B. Landwirt)

Modellentwicklung: Steuerungsgrößen entsprechen einzelbetrieblich steuerbarer landwirtschaftlich Nutzung (problemkompatibel)

Risiko wird übertragen Risiko beim Nachfrager (z.B. Gesellschaft)

Modellierte Umweltzustände/ Immissionen

140 Kapitel 6

Unsicherheit i.e.S. bei Immissions-Indikatoren kann jedoch auch dadurch verursacht werden,

dass Unsicherheit darüber besteht, ob mit den honorierten Immissionen tatsächlich die

Produktion des ökologischen Gutes unter den vertraglichen Rahmenbedingungen gewährleistet

wird. In diesem Fall trägt die Gesellschaft das finanzielle Risiko und damit kann eine

ergebnisorientierte Honorierung relevant werden (vgl. Tabelle 5). Genau dorthin ist auch das

Risiko durch die problemkompatiblen modellierten Immissionen verschoben worden (vgl.

Abbildung 23).

Eine Knüpfung der Honorierung an Emissions- und Maßnahmen-Indikatoren ist bei Übernahme

des Risikos durch die Gesellschaft als aktueller Nachfragerin potentiell möglich. Prinzipiell gilt,

dass das gesellschaftliche Risiko bei Immissions-Indikatoren potentiell geringer ist als bei

Emissions- und Maßnahmen-Indikatoren, da die Kausalketten zwischen Ursache und Wirkung

direkter sind (vgl. Abbildung 18). Die Gesellschaft kann sich trotz der nicht kalkulierbaren

Eintrittswahrscheinlichkeit rational für eine Honorierung entscheiden, da sie keine andere Wahl

hat, wenn sie sich für eine Steuerung entscheidet. Kleihauer schlussfolgert für die

Risikobewertung der Freisetzung gentechnisch veränderter Pflanzen: „Wenn aber keine

Entrittswahrscheinlichkeiten gebildet werden können, muss die Beschreibung einer bloßen

Möglichkeit (in Form plausibler Hypothesen) für diese Bereiche ausreichend sein“ (Kleihauer

1999: 60). Ex ante-Forschung kann erhebliche Kosten verursachen und muss irgendwann

abgebrochen werden (s.o. – faktische Grenzen aufgrund der Eigenschaften ökologischer

Systeme). In dieser Situation ist es wichtig, aus Beobachtung und Erfahrung zu lernen und

Anreize zur dezentralen Wissensgenerierung zu schaffen. Dabei können entscheidende Impulse

für die relevanten Steuerungsgrößen, gerade unter den Bedingungen der Unsicherheit i.e.S., aus

der Praxis (in unserem Fall von den Landwirten) kommen. So sehen Hauhs und Lange (1996)

zwar das Rekonstruktionsproblem komplexer ökologischer Systeme, weisen aber gleichzeitig

darauf hin, dass damit nicht in jedem Fall gleichzeitig eine Bedienungskomplexität einhergeht.

Vielmehr funktioniert die Bedienung der Ökosysteme in vielen Fällen in gewünschter Weise. In

einem derartig abstrakten Verständnis von Ökosystemen „ergibt sich eine ungewohnte Allianz

von Praktikern der Ökosystemnutzung auf der einen und Theoretikern der Ökosystemforschung

auf der anderen Seite. Beide Gruppen verbindet, dass sie nicht nur von der Notwendigkeit,

sondern auch von der Existenzberechtigung einfacher Modelle überzeugt sind, die zur Lösung

der modernen Umweltrisiken beitragen“ (Hauhs und Lange 1996: 61 f.).

Begleitende bzw. ex post-Forschung sollte vor diesem Hintergrund gerade in Situationen der

Unsicherheit i.e.S. fester Bestandteil im Rahmen der Honorierung ökologischer Leistungen sein.

Aus den Überlegungen zu den Indikatoren kann für den Einsatz der ergebnisorientierten


Honorierung abgeleitet werden, dass diese in der Situation der Unsicherheit i.e.S. dort möglich

ist, wo die Gesellschaft das unkalkulierbare Risiko übernimmt, indem das Risiko durch

Modellierung der Honorierung nachgelagert auftritt (vgl. Abbildung 23).

Situation ‚Unbestimmtheit’

Prinzipiell liegen in der Situation der Unbestimmtheit ähnliche Ausgangsbedingungen vor wie

unter den Bedingungen der Unsicherheit i.e.S. (vgl. Tabelle 5). Allerdings ist hierbei das

finanzielle Risiko noch weniger vorhersagbar, da nicht allein Wissen über die

Eintrittswahrscheinlichkeit der Wirkung bestimmter landwirtschaftlicher Maßnahmen fehlt,

sondern die notwendigen Maßnahmen/die Wirkungen von Maßnahmen bzgl. des Umweltgutes

an sich nicht bekannt sind (vgl. Abbildung 22). Unter der Bedingung der Unbestimmtheit sind

definierte Umweltziele für die Anwendung der Honorierung ökologischer Leistungen

entscheidend. Der Nachfrager trägt ein hohes finanzielles Risiko, das aus der Unbestimmtheit

erwächst und muss mindestens ex post in der Lage sein, den Nutzen der eingesetzten Mittel zu

prüfen, um daraufhin rational entscheiden zu können, ob die Investition gegenüber den

Alternativen (z. B. anderen Maßnahmen) gerechtfertig ist (vgl. im Gegensatz dazu

Eingriffsminimierung als Vorsorgestrategie Kap. 6.2.2).

Tabelle 5: Praktische Relevanz der Indikatorentypen im Rahmen der Honorierung unter Unsicherheit

Indikatorentyp Risiko i.e.S. Unsicherheit i.e.S. Unbestimmtheit

Zustands-Indikatoren (+) (-) (-)

Immissions-Indikatoren (+) (-)* (+/-)** (-)* (-/+)**

Emissions-Indikatoren (+) (+/-) (-/+)

Maßnahmen-Indikatoren (+) (+/-) (-/+)

(+) = relevant, (+/-) = bedingt relevant, (-) = nicht relevant *Unsicherheit bzgl. Kausalität – landwirtschaftlicher Maßnahme (Ursache)/Immission (Wirkung) **Unsicherheit bzgl. Kausalität – Immission (Ursache)/ökologisches Gut (Wirkung) (Annahme: Anbieter (Landwirte) bereit für kalkulierbares Risiko, Nachfrager (Gesellschaft) u. U. bereit, auf nicht kalkulierbares Risiko einzugehen) ergebnisorientierte Honorierung relevant

142 Kapitel 6

Schlussfolgerungen

Das finanzielle Risiko der Vertragspartner im Zuge der Honorierung ökologischer Leistungen ist

bestimmt durch die Komplexität und das chaotische Verhalten von ökologischen Systemen. Die

Kalkulierbarkeit des Risikos bestimmt die mögliche Art der Indikatoren, die sich für eine

Transaktion von Eigentumsrechten im Rahmen der Honorierung ökologischer Leistungen eignen

und damit auch, ob eine ergebnisorientierte Honorierung angewendet werden kann oder lediglich

eine maßnahmenorientierte Honorierung in Frage kommt. Dabei wird davon ausgegangen, dass

Anbieter bei einer freiwilligen Transaktion unter den gegebenen Rahmenbedingungen nicht

bereit sind, unkalkulierbares Risiko zu übernehmen, wie es in den Situationen der

Unsicherheit i.e.S. und Unbestimmtheit auftritt bzw. ihnen u. U. das kalkulierte Risiko in der

Situation ‚Risiko i.e.S.’ zu hoch ist.

Der Anbieter (Landwirt) trägt jeweils das Risiko bis zum Indikator, der Nachfrager das Risiko

auf dem Wirkungspfad zwischen Indikator und ökologischem Gut (vgl. auch Abbildung 18).

Dementsprechend wächst das Risiko für den Anbieter parallel zu den entstehenden

Freiheitsgraden von den Maßnahmen- bis hin zu den Zustands-Indikatoren. Ergebnisorientierte

Honorierung bedeutet immer ein stärkeres Risiko beim Anbieter (Landwirt) und ist von daher

nur eingeschränkt unter den Bedingungen der Unsicherheit i.e.S. und Unbestimmtheit möglich.

Bei Emissions-Indikatoren wächst der Freiheitsgrad der Landwirte, nicht jedoch das finanzielle

Risiko, da die Wirkung zwischen Maßnahme und Emission unabhängig vom ökologischen

System und damit für den Landwirt kalkulierbar ist. Dies ist Vorteil und Nachteil zugleich.

Einerseits wird die Akzeptanz einer an Emissionen gebundenen Transaktion bei Landwirten

genauso hoch sein wie bei Maßnahmen und dies bei potentiell steigender Effizienz. Auf der

anderen Seite entsteht die Verbesserung der ökologischen Effektivität gerade durch die

Bewältigung der Komplexität und des chaotischen Verhaltens ökologischer Systeme auf der

dezentralen Ebene des Anbieters.

Immissions-Indikatoren führen dazu, dass je nach Problemstellung das ökologische System mit

in das rationale Entscheidungskalkül einbezogen wird. Damit können potentielle

Effizienzgewinne im Sinne der ergebnisorientierten Honorierung realisiert werden, jedoch ist

damit auch das finanzielle Risiko (bis zur Immission) beim Anbieter (Landwirt).

Die Gesellschaft kann sich in der Situation der Ungewissheit (Unsicherheit i.e.S. und

Unbestimmtheit) dafür entscheiden, das unkalkulierbare Risiko einzugehen und eine

Honorierung an Maßnahmen- bzw. Emissions-Indikatoren zu knüpfen oder aber das


unkalkulierbare Risiko von den Landwirten bei der Knüpfung an Zustands- und Immissions-

Indikatoren durch Modellierung zu übernehmen, um wenigstens teilweise die Effizienzgewinne

aus der ergebnisorientierten Honorierung zu realisieren. Nach welchen Kriterien die Gesellschaft

das Risiko übernehmen sollte, ist ein ethisches und kein ökonomisches Problem (vgl. u. a. Nida-

Rümelin 1996, Ott 1998a, Gorke & Ott 2003).

Wichtig für eine rationale Ausgestaltung von Honorierungsinstrumenten ist in der Situation der

Ungewissheit, dass die Umweltziele bzw. die ökologischen Güter so definiert sind, dass

wenigstens ex post eine Bewertung über den Erfolg der eingesetzten Mittel möglich ist. Ist dies

nicht der Fall, sollte eine Honorierung ökologischer Leistungen nicht erfolgen, sondern im Sinne

der Vorsorgestrategie die Eingriffsminimierung über andere Instrumente umgesetzt werden (vgl.

Kap. 6.2.2).

6.3.5.2 Problem der Normativität aufgrund der Ungewissheit

Das Problem der Ungewissheit führt dazu, dass es sich bei der Rationalisierung von

Umweltzielen um ein ethisches Problem handelt, „denn es ist eine normative Frage, wie unter

Bedingungen von Ungewissheit entschieden werden soll“ (Gorke & Ott 2003: 110). Solange die

Rationalisierung von Umweltzielen von Unsicherheit geprägt ist, ist die Entwicklung von

Indikatoren auch88 ein Entscheidungsprozess und eben nicht nur ein Erkenntnisprozess; sie

überschreitet damit die Grenzen der empirischen wissenschaftlichen Forschung. Die

Rationalisierung von Umweltzielen entspricht so lange einer Ermittlung von Präferenzen, wie

Abwägungen notwendig sind, das heißt, so lange ein normativer Input erforderlich ist. Eine

Antwort darauf kann nur in einer Forderung nach demokratischen Strukturen für den

Entscheidungsprozess münden (Funtowicz & Ravetz 1993, Schuldt 1997, Ott 1998b, auch

Jörissen et al. 1999). Gorke und Ott kommen daher bzgl. der Ungewissheit im Bereich der

Umweltsteuerung zu der Aussage, dass die Waffen der Ethik unter diesen Bedingungen nicht

stumpf geworden sind (vgl. Bechmann 1991: 231) sondern, „dass durch wissenschaftliche

Ungewissheit der Ethik ein zusätzliches Gewicht zukommt“ (Gorke & Ott 2003: 118).

88 Das ‚auch’ ist von großer Bedeutung, denn ansonsten kann vom „normativistischen Fehlschluss“ gesprochen werden. Höffe (1981: 16) bezeichnet damit „die dem naturalistischen Fehlschluss entgegengesetzte Vorstellung, allein aus normativen Überlegungen ließen sich spezifische oder gar konkrete Verbindlichkeiten ableiten“ (zitiert in Gorke 1999: 103)

144 Kapitel 6

In Abhängigkeit von dem Grad an Ungewissheit können prinzipiell zwei Situationen innerhalb

der Indikatorenentwicklung unterschieden werden. Die Rationalisierung von gesellschaftlichen

Zielen im Sinne des ‚Herunterbrechens’ in quantifizierbare, geschlossene Merkmalsklassen

bedarf

1. Entscheidungen auf der Grundlage von Erkenntnissen (Entscheidungsprozess), kann

2. auf der Grundlage von Erkenntnissen erfolgen (Erkenntnisprozess).

Im ersten Fall bedarf es der beschriebenen demokratischen Entscheidungsstrukturen, die

Rationalisierung erfolgt direkt im politischen Raum. Derart rationalisierte Ziele „sind mehr oder

weniger politisch gesetzte Definitionen mit starken Rückkoppelungen zum wissenschaftlichen

Erkenntnisfortschritt und zum wissenschaftlich-politischen Beratungsprozess“ (Sandhövel 1997:

28). Indikatoren, die aus einem Entscheidungsprozess hervorgegangen sind, werden in dieser

Arbeit als normative Indikatoren bezeichnet (vgl. Abbildung 24).

Im zweiten Fall erfolgt im gesellschaftlichen Raum eine Zieldefinition derart, dass die weitere

Beschreibung dieses Zielsystems keiner normativen Entscheidungen mehr bedarf (indirekt

rationalisierte Umweltziele), also von der Wissenschaft im letzten Schritt durch die Ableitung

quantifizierbarer geschlossener Merkmalsklassen (Indikatoren) erfolgen kann. Dies ist immer

dann der Fall, wenn Umweltziele unter ökologische Sachmodelle89 subsumiert werden können

und Naturwissenschaft somit die Umweltziele ohne naturalistischen Fehlschluss (vgl. Eser &

Potthast 1999)90 mit Hilfe ‚ökologischer’ Sachmodellmerkmale beschreiben kann (vgl.

Abbildung 24).91

89 „Es gibt keinen ‚Wald’ als objektiv fest bestimmte Umwelt, sondern es gibt nur einen Förster-, Jäger-, Botaniker-, Spaziergänger-, Naturschwärmer-, Holzleser-, Beerensammler- und einen Märchenwald, in dem Hänsel und Gretel sich verirren“ (Uexküll 1935, zitiert in Morosini et al. 2002). 90 kritische Diskussion des naturalistischen Fehlschlusses in Romahn 2003: 40 ff. 91 „Sowohl der Strang der Zielentwicklung als auch der der Datenerfassung müssen Ergebnisse hervorbringen, die in der „gleichen Sprache“ gehalten sind, d.h. gleiche Maßgrößen und gleiche raum-zeitliche Bezugsskalen haben“ (Bröning & Wiegleb 1999: 2).


Abbildung 24: Idealisierte Darstellung der Normativität innerhalb des Prozesses der Entwicklung von

Indikatoren für Umweltgüter

Ist das nachgefragte ökologische Gut z. B. eine ‚farbenfrohe Blumenwiese des Mittelgebirges’,

kann die statistische Auswertung wissenschaftlich beschriebener Wiesengesellschaften des

Mittelgebirges zu der Erkenntnis führen, dass die farbenfrohesten Wiesenflächen dem

wissenschaftlich gefassten Typus der Pflanzenassoziation Geranio sylvatici-Trisetum

flavescentis KNAP ex OBERD. 57 entsprechen. Je eindeutiger der wissenschaftliche Typus

durch eine geschlossene Merkmalsklasse definiert ist, desto einfacher ist es dann, aus der

Beschreibung dieser Pflanzengesellschaft entweder Zustands-Indikatoren oder aus den

Erkenntnissen von Wirkungen bestimmter Nutzungen auf die Pflanzengesellschaft

(Kausalzusammenhänge) auch Maßnahmen-Indikatoren abzuleiten. Es soll an dieser Stelle nicht

das Problem erläutert werden, dass die Typisierung von Pflanzengesellschaften nicht auf der

Grundlage geschlossener Merkmalsklassen erfolgt und damit die Subsumtion konkreter Flächen

keinen messanalogen Vorgang darstellt (vgl. dazu Kap. 8.2.1.2). Tatsächlich bringt jedoch die

Subsumtion des ökologischen Gutes unter ein Sachmodell den Vorteil, dass die darüber

vorliegenden naturwissenschaftlichen Erkenntnisse (und Erkenntnislücken) nun für die

Produktion des ökologischen Gutes genutzt werden können. Die Wissenschaftler können sagen,

wie geschützt werden soll, aber nicht, was genau und wie viel (Marzelli 1994). Nach der

Subsumtion des ökologischen Gutes unter ein naturwissenschaftliches Sachmodell stellt sich die

empirische Frage, die durchaus eine Frage an die Naturwissenschaft ist, ob Eigentumsrechte an

Umweltziel/ ökologisches Gut

direkt rationalisiertes Umweltziel

normativer Indikator

indirekt rationalisiertes Umweltziel

ökologischer

Indikator

politische Rationalisierung (auf Erkenntnis aufbauende Entscheidung)

wissenschaftliche Rationalisierung

(Erkenntnis)

146 Kapitel 6

Pflanzen- und Tierarten zu akzeptablen Kosten durchgesetzt werden können (vgl. Lerch 1996)

(vgl. Ausführungen zu Transaktionskosten in Kapitel 5.4.2).

Die Indikatorenentwicklung verliert die normative, bewertende Dimension. „Das

Bewertungsproblem wird somit auf seine messtechnische Dimension reduziert, vorausgesetzt es

gelingt, die wertgebenden Kriterien92 widerspruchsfrei (als wissenschaftlicher Anspruch) und

akzeptabel (als sozialer Anspruch) in das Leitbild einzubauen“ (Bröning & Wiegleb 1999: 2).

Bei aller Zurückhaltung von Naturwissenschaft bzgl. normativer Aussagen ist die Bedeutung der

Naturwissenschaft für die Formulierung von Indikatoren und die Aufdeckung von

Kausalzusammenhängen für das Beispiel des ökologischen Gutes ‚farbenfrohe Blumenwiese des

Mittelgebirges’ hoch. Da gerade im Bereich der biotischen Güter das Typisierungsproblem

besonders schwer wiegt (mit Ausnahme konkreter Arten), wird in dieser Arbeit eine Subsumtion

eines ökologischen Gutes unter eine Pflanzengesellschaft auf Assoziationsebene bei allen

Typisierungsschwierigkeiten als politisch rationalisiert definiert (vgl. Kap. 8.2.1.2). Die noch

notwendigen Entscheidungen wären in diesem Fall durch ökologische Forschung zu treffen, der

normative Input könnte dann durch die Wissenschaft geleistet werden (z. B.

Expertenkommissionen), da der Erkenntnisraum weitaus größere Bedeutung als der

Entscheidungsraum hat. Wesentlich dabei ist, den normativen Gehalt deutlich zu machen, das

heißt, die noch verbliebenen Entscheidungskriterien offen zu legen. Abbildung 25 verdeutlicht

die Zunahme der normativen Ladung von Indikatoren (NL) bei zunehmender Abweichung (a)

des ökologischen Gutes von einem wissenschaftlich gefassten Typus (Sachmodell) und die damit

sinkende Verantwortung der Naturwissenschaft für die Indikatorenentwicklung. Dabei wird von

einem exponentiellen Bedeutungszuwachs der Naturwissenschaft ausgegangen. Die

Verantwortung der Wissenschaft wächst mit der Bedeutung der Erkenntnisse für die

Entscheidung, wächst in dem Maße, wie die Erkenntnisse den Freiheitsgrad der Entscheidung

eingrenzen. Die in Abbildung 24 dargestellten, indirekt rationalisierten Ziele stellen eher ein

idealisiertes Konstrukt dar.

92 wertgebende Kriterien = Indikatoren


Abbildung 25: Abstrahierte Abhängigkeit der normativen Ladung der Indikatoren von der Abweichung des

Umweltziels von einem naturwissenschaftlich gefassten Phänomen (Sachmodell)

Dies ist gerade im Zusammenhang mit der Diskussion um die Schwierigkeiten der

Indikatorenentwicklung bedeutsam. Tatsächlich stellt die Indikatorenentwicklung im

gesellschaftlichen Raum aufgrund der notwendigen Abstimmungsprozesse immer eine

besondere Herausforderung dar und bedarf spezifischer Entscheidungsstrukturen, von denen die

Integration wissenschaftlicher Erkenntnisse in den Entscheidungsprozess nur ein Schritt ist. „Ob

und inwieweit Internalisierung nötig und möglich ist und auch geschieht, ist sicherlich auch eine

(unpolitische) Frage der Information und Transaktionskosten, zuvorderst aber eine Frage der

politischen Ökonomie; das was umweltpolitisch geschieht, fällt ja nicht als Weisheit und

Geschenk eines allwissenden Wohlfahrtsmaximierers vom Himmel, sondern ist in Zielen und

Instrumenten(-dosierungen) ein Ergebnis von Verhandlungsprozessen eigeninteressierter

Gruppen (inkl. der Politiker und Bürokraten) untereinander und auf dem Hintergrund

supportbietender oder -verweigernder Öffentlichkeit – eben ein Ergebnis der Interaktion von

Menschen und nicht von Heiligen“ (Zimmermann 2000: 40). Hinweise zu den Problemen einer

demokratischen Ableitung von Indikatoren geben die Erfahrungen zur Konkretisierung der

unbestimmten Rechtsbegriffe. Diese erfolgt nicht durch das demokratisch gewählte Parlament,

sondern durch die Exekutive in untergesetzlichen Regelwerken. Dies hat den Vorteil schnellerer

Berücksichtigung neuester Erkenntnisse, jedoch bestehen u. a. hinsichtlich des Demokratie- und

Rechtsstaatsprinzips Bedenken (Böhm 1994, 1996, Lübbe-Wolff 1993, Rehbinder 1997).

100 a in %

1

NV(a) NV = naturwissenschaftliche Verantwortung für Indikatorenentwicklung a = Abweichung des ökologischen Gutes von naturwissenschaftlich gefasstem Phänomen (Sachmodell)

NL(NI) NL = normative Ladung der Indikatoren des ökologischen Gutes NI = notwendiger normativer Input für die Entwicklung der Indikatoren NI(a)

NL(a)

NL = 0 bis 1

NV(a) NV = 0 bis 1

148 Kapitel 6

An dieser Stelle soll das wichtige und entscheidende, aber eben auch sehr umfangreiche

Problem, durch wen und in welcher Art und Weise die Rationalisierung ökologischer Güter bzw.

der relevanten Umweltziele erfolgen kann, nicht zur Diskussion stehen93. Es sei lediglich darauf

hingewiesen, dass gerade die in Deutschland vorhandene Fülle an Planungsinstrumenten,

angefangen von der Regionalplanung über Agrarstrukturelle Vorplanung bis hin zur

Landschaftsplanung ein Potential für eine Rationalisierung darstellen. Gerade der

Landschaftsplanung könnte bei entsprechendem Planungsauftrag eine besondere Rolle

zukommen, nicht zuletzt, da sie die unterschiedlichen räumlichen Ebenen, angefangen von der

Landesebene, über die regionale und kommunale Ebene abdeckt. Mit der Einbindung der bereits

vorhandenen Planungsstrukturen verknüpft ist die Chance, die bereits etablierten

Bürgerbeteiligungen auch und gerade für die wichtigen Entscheidungen bzgl. der Honorierung

ökologischer Leistungen weiter zu stärken und damit nicht zuletzt den politischen

Verpflichtungen der Aarhus-Konvention94 nachzukommen.

6.3.5.3 Problem der Diversität von Umweltzielen

Im Umweltbereich besteht in vielen Fällen eine große Anzahl von Umweltzielen, zwischen

denen teilweise keine Kohärenz besteht bzw. die sich gegenseitig auf derselben Fläche

ausschließen. Derartige Situationen treten z. B. bereits bei unterschiedlichen Habitatansprüchen

verschiedener gefährdeter Arten auf. Wenn z. B. für ein bestimmtes Gebiet aus dem

übergeordneten Ziel ‚Erhalten der Biodiversität’95 im gesellschaftlichen Raum das Ziel auf die

Ebene ‚Erhaltung der gefährdeten Arten’ herunter gebrochen wurde, ist dieses Umweltziel

aufgrund der teilweise unterschiedlichen Ansprüche der Arten noch nicht im Sinne der

Abbildung 24 politisch rationalisiert. Im Zuge der Rationalisierung von Umweltzielen müssen

die internen Zielkonflikte gelöst werden, andernfalls müssen diese Konflikte spätestens auf der

tatsächlichen Steuerungsebene, also im Zuge der Schaffung und/oder Durchsetzung der

93 Es sei an dieser Stelle lediglich auf die Forschungen im Bereich der Neuen Institutionenökonomie verwiesen und dort im Speziellen auf die Bedeutung von „Governance Stuctures der Umweltkoordination“ (Hagedorn 2004). 94 Die Aarhus-Konvention (UN-ECE-Übereinkommen über den Zugang zu Informationen, die Öffentlichkeitsbeteiligung an Entscheidungsverfahren und den Zugang zu Gerichten in Umweltangelegenheiten) wurde 1998 von Deutschland unterzeichnet. Bezüglich der Einbeziehung der Öffentlichkeit bei der Vorbereitung umweltbezogener Pläne und Programme schreibt die Konvention eine angemessene Berücksichtigung vor (Artikel 7 Aarhus-Konvention). Die Art der Öffentlichkeitsbeteiligung ist in Artikel 7 nicht im Detail vorgegeben. Die Ermittlung der „Öffentlichkeit, die sich beteiligen kann“, darf den zuständigen Behörden überlassen werden. „Daraus ist zu schließen, dass nicht notwendigerweise eine Beteiligungsmöglichkeit für jedermann eröffnet werden muss“ (SRU 2002a: 114). 95 Artenvielfalt im Sinne des politischen Konzeptes


entsprechenden Eigentumsrechte entschieden werden, was mit einem erheblichen normativen

Input verbunden ist. Scholtissek hebt vor diesem Hintergrund die Bedeutung der Lösung interner

Naturschutzkonflikte im Zuge der Leitbildentwicklung in der Landschaftsplanung hervor:

„Planerische Leitbilder sollen eine raum- und sachkonkrete Zielformulierung sein, die nach

geordnete Umweltziele abwägend und widerspruchsfrei zusammenfasst. Sinn ist demnach das

Entscheiden bzw. Beschließen von relevanten Zielen und das Klären von internen Konflikten bei

konkurrierenden Naturschutzzielen“ (Scholtissek 2000: 95).

Das Problem der Normativität gelangt durch die notwendige Abwägung zwischen verschiedenen

ökologischen Gütern in den Rationalisierungsprozess und erschwert diesen.

150 Kapitel 7

7 Positive ökonomische Anreize im Rahmen der Agrarumweltmaßnahmen und des

Artikel 16 der VO (EG) 1257/1999

7.1 Agrar-politische Rahmenbedingungen

Aktuell findet ein institutioneller Wandel im Bereich der Landwirtschaft statt, dessen Übergang

durch Unsicherheit geprägt ist, der jedoch auch Chancen für eine effiziente (und gerechte)

Ausgestaltung der Eigentumsrechte bietet. Dieser institutionelle Wandel bildet die Grundlage für

mögliche Honorierungsinstrumente. Er wird beeinflusst durch politische und ökonomische

Entscheidungen und Rahmenbedingungen auf globaler (vgl. Kap. 7.1.1), europäischer (vgl.

Kap. 7.1.2) und nationaler (Kap. 7.1.3) Ebene. Bevor in Kapitel 7.2 und 7.3 die aktuelle

Ausgestaltung von Honorierungsinstrumenten vor dem Hintergrund der bisherigen

Ausführungen zur Schaffung und Durchsetzung effizienter Eigentumsrechte analysiert wird,

sollen die politischen Rahmenbedingungen kurz dargestellt werden, um das Verständnis für den

aktuellen Status quo zu verbessern.

7.1.1 Verhandlungen der World Trade Organisation

Im Zuge der Globalisierung, verbunden mit der forcierten Liberalisierung des Welthandels, sind

für die Honorierung ökologischer Leistungen die politischen und ökonomischen internationalen

Rahmenbedingungen von Interesse. Diese beeinflussen den institutionellen Wandel und die

damit verbundene Entwicklung von Honorierungsinstrumenten auf der Ebene der EU und sind

dadurch von durchschlagender Bedeutung bis hin zur regionalen Ebene. Zahlungen für

ökologische Leistungen der Landwirtschaft sind Bestandteil der EU-Stützungsmaßnahmen

(Subventionspolitik) und müssen vor diesem Hintergrund einer Prüfung bzgl. potentiell

handlungsverzerrender Wirkung standhalten.

Für den Bereich der Landwirtschaft spielen dabei die Vereinbarungen auf der Ebene der WTO

(World Trade Organisation96) eine zentrale Rolle. Die wichtigste Aufgabe der WTO besteht

darin, die Rahmenbedingungen für einen freien Welthandel zu schaffen, aber auch in

zunehmendem Maße handelsbezogene Fragen, wie z. B. Standards im Umweltbereich, zu klären

(zum Einbringen von Umweltstandards vgl. z. B. Biermann 1999). Auf die Chancen aber auch

Schwierigkeiten für den Umweltschutz im Zusammenhang mit einer Marktliberalisierung soll an

dieser Stelle nicht eingegangen werden (vgl. dazu u. a. Burney 1999, Potter et al. 1999). Die

96 Die WTO wurde im Jahre 1995 als multilaterale Handelsorganisation gegründet. Sie trat an die Stelle des GATT aus dem Jahr 1948. Im Gegensatz zum GATT ist die WTO eine eigenständige internationale Organisation.

Aktuelle Anwendung im Rahmen der Agrarumwelt- und Artikel 16-Maßnahmen 151

Bedeutung des Welthandels für die EU im Agrarbereich verdeutlicht die Tatsache, dass die EU

2001 den weltweit bedeutendsten Importeur von Agrarprodukten darstellte und bei den Exporten

nach den USA den zweiten Platz einnahm (COM 2002a). Im Verlauf der agrarpolitischen

Debatte wurde es immer schwerer, nachvollziehbare Begründungen für pauschale

Direktzahlungen an die Landwirtschaft zu finden (Henning et al. 2001).

Im Agrarübereinkommen der Uruguay-Runde verpflichteten sich die WTO-Mitglieder, im

Agrarbereich den Einfuhrschutz und die Stützungsmaßnahmen über einen Zeitraum von sechs

Jahren (1995-2001) schrittweise zu verringern. Dabei standen und stehen bisher nicht alle

internen Stützungsmaßnahmen zur Disposition. Vielmehr werden diese nach ihrer

handelsverzerrenden Wirkung in drei Gruppen (so genannte boxes) kategorisiert: amber box,

blue box und green box (vgl. Abbildung 26) (AoA 1994).

Abbildung 26: Kategorisierung unterschiedlicher Einkommensbeihilfen nach dem Grad ihrer

handelsverzerrenden Wirkung im Rahmen der WTO-Verhandlungen

Mit hoher Priorität wird der Abbau der ‚amber box-Maßnahmen’, die Marktpreisstützungen,

gefordert und politisch angegangen. Bis Ende 2003 war in einer so genannten Friedensklausel

für die beiden anderen Maßnahmengruppen ausgehandelt, dass diese nicht (‚green box-

Maßnahmen’) bzw. nur eingeschränkt (sonstige Stützungsmaßnahmen, einschließlich der ‚blue

box-Maßnahmen’ und Exportsubventionen) von den Vorschriften des allgemeinen WTO-

Subventionsübereinkommens angreifbar sind. Die im Jahre 2003 ausgelaufene Friedensklausel

machte neue Verhandlungen dringend notwendig, da sonst den EU-Staaten langwierige

Streitschlichtungsverfahren mit ungewissem Ausgang hätten bevorstehen können (BML 2000a).

amber box

produktionsbezogene Maßnahmen mit deutlicher handelsverzerrender Wirkung, z.B. Marktpreisstützung unterliegen Abbaupflicht (Verpflichtung zu 20 % Senkung in der Zeit von 1995-2001)

blue box

direkte Einkommensbeihilfen mit geringere handelsverzerrende Wirkung. (Tier- und Flächenprämien aus der EU-Agrarreform von 1992) unterliegen bisher keiner Abbaupflicht

green box

Maßnahmen, die keine oder nur geringe Handelsverzerrungen oder Auswirkungen auf die Produktivität haben (z.B. Strukturanpassungshilfen, Agrarumweltmaßnahmen) unterliegen keiner Abbaupflicht

152 Kapitel 7

Derartige Streitschlichtungsverfahren, die aufgrund fehlender Übereinkommen im Rahmen der

WTO aktuell laufen, sind z. B. das Verfahren von Australien, Thailand und Brasilien gegen die

EU-Zuckermarktordnung zu nennen (BMVEL 2004). Die umfangreichen Verhandlungen im

Jahr 2003 endeten mit einem Abbruch auf der WTO-Ministerkonferenz in Cancún im

September.

Die EU fährt bei den WTO-Verhandlungen bisher zweigleisig. Einerseits kämpft sie für die

Anerkennung von höheren Standards, z. B. im Bereich Umwelt und Tierschutz, und rechtfertigt

damit die Stützungs- und Schutzmaßnahmen: „Das europäische Landwirtschaftsmodell mit

seinen multifunktionalen Merkmalen und den hohen Qualitäts- und Sicherheitsstandards ist der

Ausgangspunkt einer Politik der Nachhaltigkeit im Agrarbereich. Es ist deshalb bei den WTO-

Verhandlungen und anderen internationalen Vereinbarungen ein Rahmen zu schaffen, durch den

die für die europäischen Landwirte und Verbraucher geltenden Auflagen und Standards

international anerkannt und abgesichert werden können“ (BML 2000b). Andererseits wird der

Ausbau der so genannten green box weiter forciert, nicht zuletzt aufgrund der privilegierten

Behandlung dieser Zahlungen im Rahmen der WTO-Verhandlungen. Während der Abbau der

Einkommensbeihilfen der blue box von vielen WTO-Staaten gefordert wird, blieb die green box

bisher unangetastet. Allerdings soll hier künftig noch stärker erkennbar sein, dass die

Maßnahmen auf der Grundlage eines klaren Umweltprogramms entwickelt sind und sich auf

konkrete Umweltzustandsziele beziehen bzw. eine wissenschaftlich nachgewiesene Verbindung

zwischen Umweltziel und Maßnahme hergestellt werden kann.97 Auf der Grundlage des

Umweltprogramms müssen in Zukunft klare Abgrenzungskriterien herangezogen werden, um

Umweltförderung und Handelsprotektion zu unterscheiden. Es muss klar erkennbar sein, dass es

sich bei den Umweltmaßnahmen nicht um Handelsprotektion handelt (vgl. Ausführungen SRU

2004). Darin wird die Bedeutung der umweltzielorientierten Strategie (vgl. Kap. 6.1) auch in

diesem Kontext deutlich.

Die Positionen der einzelnen WTO-Mitglieder zu den zukünftigen Regelungen im Agrarbereich

liegen noch sehr weit auseinander, aber es ist ersichtlich, dass der Gestaltungsspielraum für die

Agrarpolitik der Staaten kleiner wird (WTO 2003b). Der aktuelle Vorschlag der EU für die

Ausgestaltung der Agrarsubventionen zeigt deutlich, in welche Richtung die weitere

Entwicklung gehen soll. Die EU setzt weiterhin neben den ‚green box-Maßnahmen’ auf

modifizierte ‚blue box-Maßnahmen’ (Direktzahlungen) und flexibel ausgestaltete Zollabkommen

97 vgl. Restriktionen der green box nach dem „Harbinson-Papier“ (WTO 2002, 2003a).


(BMVEL 2004: 93). Im Hinblick auf die modifizierten ‚blue box-Maßnahmen’ ist für die

Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft vor allen Dingen eine weitere

Verlagerung der Gelder von Preisstützungen hin zu Flächenprämien bedeutsam. Diese sind

künftig EU-weit an bestimmte Auflagen gebunden, so genanntes cross compliance.

Mit diesen Standards, bei denen es sich im weiteren Sinne um Umweltstandards (inklusive

Tierschutz) handelt, kann die Verhandlungsposition für die Maßnahmen der blue box verbessert

werden (höhere Standards als Rechtfertigung für Transferzahlungen). Aus eigentumsrechtlicher

Sicht setzt die EU mit Hilfe von cross compliance bereits geschaffene Eigentumsrechte

(Ordnungsrecht) der Gesellschaft (bzw. Sozialpflichtigkeit der Landwirte) mit Hilfe von

finanziellen Sanktionsmechanismen durch bzw. versucht die Durchsetzung zu verbessern. Als

relevante Voraussetzung für die ‚blue box-Maßnahmen’ (Flächenprämien) gelten

ordnungsrechtliche Vorgaben, die ab 2005 bis 2007 stufenweise verbindlich mit den

Direktzahlungen zu verknüpfen sind. Diese Vorgaben stellen eine Konkretisierung oder auch

Operationalisierung von bereits bestehenden EU-Verordnungen und -Richtlinien dar (vgl.

Tabelle A-3 im Anhang). Darüber hinaus sind Regeln aufzustellen, die die Erhaltung

landwirtschaftlicher Flächen in gutem landwirtschaftlichem und ökologischem Zustand

gewährleisten (Konkretisierung auf nationaler Ebene für die Bereiche Bodenerosion, Erhaltung

organischer Substanz im Boden, Erhaltung Bodenstruktur u. a.).

Ausgehend von diesem Ordnungsrecht werden Standards eingeführt, die dann im Rahmen des

InVeKoS künftig mit kontrolliert werden und bei Verstoß durch Kürzung der Flächenprämien

sanktionierbar sind. Es wird sich zeigen, inwieweit EU-weite Standards formuliert werden

können, die mittels cross compliance helfen, Ordnungsrecht umzusetzen. Prinzipiell müssen

diese Standards ähnliche Anforderungen erfüllen wie die Indikatoren für eine Honorierung

ökologischer Leistungen (vgl. Kap. 6.3.4). Des relativ hohen verwaltungstechnischen, aber auch

einzelbetrieblichen Aufwands für das cross compliance ist sich die EU bewusst; sie fordert und

fördert gleichzeitig mit der Einführung dieser cross compliance-Maßnahmen

‚Umweltberatungssysteme’ für die Betriebe. Die Bundesregierung fördert vor diesem

Hintergrund die betriebliche Einführung von freiwilligen Beratungssystemen für Betriebsinhaber

zu den Fragen von cross compliance im Rahmen der GAK (zur GAK vgl. Kap. 7.1.3.2).

Die Kategorisierung und Konkretisierung von Maßnahmen im ‚box-System’ stellt die Schaffung

und/oder Durchsetzung von Eigentumsrechten dar und ist von daher ein so schwieriges und

heikles Thema. Es ist eben nicht nur ein Allokationsproblem, sondern ein Distributionsproblem.

Es führen z. B. bestimmte Maßnahmen, die für die Produktion von ökologischen Gütern

154 Kapitel 7

notwendig sind, entsprechend ihrer Einteilung als cross compliance-Maßnahme oder als

Agrarumweltmaßnahme entweder zu einer finanziellen Sanktion bei Nichtdurchführung (cross

compliance-Standards) oder aber zu einer Honorierung bei der Durchführung

(Agrarumweltmaßnahmen). Im ersten Fall werden de jure vorhandene gesellschaftliche

Eigentumsrechte de facto durchgesetzt, im zweiten Fall werden de facto private Eigentumsrechte

de jure geschaffen und durchgesetzt.

Anbieter und Nachfrager von ökologischen Leistungen sind sich dieser schwierigen

Konstellation bewusst. So hebt die Bundesregierung bzgl. der Standards im Bereich cross

compliance im aktuellen Agrarbericht hervor: „Es ist das Ziel der Bundesregierung, dass durch

die Ausgestaltung der Anforderungen im Rahmen von cross compliance die

Fördermöglichkeiten im Bereich der Agrarumweltmaßnahmen und der Ausgleichszulage nicht

unangemessen eingeschränkt werden“ (BMVEL 2004: 90). Bisher wurde von daher auch keine

Verbindung zwischen den Standards der Guten fachlichen Praxis und den cross compliance-

Regelungen konstruiert. Vielmehr scheint es, dass bewusst verschiedene Kriterien (Indikatoren!)

genutzt werden, um die Gute fachliche Praxis und cross compliance zu operationalisieren (vgl.

weiterführend zur Abgrenzung der Sozialpflichtigkeit bzw. zur Bestimmung der

Honorierungswürdigkeit in Kap. 7.2.2.2 und 7.3.2.2). Der Umweltrat fordert allerdings in seinem

aktuellen Gutachten zu Recht eine Vereinheitlichung der Kriterien der Guten fachlichen Praxis

und des cross compliance (SRU 2004).

7.1.2 Europäische Rahmenbedingungen

7.1.2.1 Gemeinsame Agrarpolitik (GAP)

Bei der Entwicklung von Instrumenten zur Transaktion von Eigentumsrechten an ökologischen

Gütern sind die Rahmenbedingungen auf der EU-Ebene entscheidend, wenn Instrumente

entwickelt werden sollen, die mittelfristig praxisrelevant werden können. Dabei müssen die

aktuellen Vorgaben nicht grundsätzlich als feste Restriktionen behandelt werden, bestimmte

Rahmenbedingungen werden jedoch mittelfristig die Ausgestaltung von Honorierungs-

instrumenten auf nationaler und regionaler Ebene prägen und sollen daher kurz dargestellt

werden.

Die EU-Regelungen stellen aus zwei Gründen relevante Rahmenbedingungen nicht nur für die

konkreten honorierungswürdigen Leistungen, sondern auch für die Ausgestaltung der

Instrumente dar:


1. Ein ‚Eingriff’ in das hoch komplizierte EU-Agrarsubventionssystem bedarf in jedem Fall

einer ‚EU-Kompatibilität’. Die Agrarpolitik fällt in weiten Teilen in die ausschließliche

Kompetenz der EU; eine von der EU unabhängige Agrarpolitik kann von einzelnen

Mitgliedstaaten also nicht betrieben werden.

2. Aufgrund der Prioritätensetzungen der Länderhaushalte ist in den meisten Fällen eine

Honorierung ökologischer Leistungen im gegenwärtigen Umfang nur mit Hilfe einer EU-

Kofinanzierung zu gewährleisten.

Die Ausgaben der EU für den gesamten Agrarbereich belaufen sich auf einen Anteil von über

50 % an den Gesamtausgaben der EU (ca. 97,5 Mrd. € jährlich) (vgl. Abbildung 27). Hauptfonds

ist dabei der Europäische Ausrichtungs- und Garantiefonds für die Landwirtschaft (EAGFL).

Haushaltstechnisch werden die Agrarausgaben von den Abteilungen EAGFL-Garantie98 und

EAGFL-Ausrichtung99 abgewickelt.

Die finanziellen Anteile der beiden Abteilungen sind in Abbildung 28 für das Jahr 2003

dargestellt. Der EAGFL-Garantie kommt insgesamt die größte Bedeutung zu (91 % im Jahr

2003). Über diese Abteilung werden die gesamten Maßnahmen der Marktordnung abgewickelt.

Diese haben einen Umfang von 82 % der Ausgaben im Bereich Landwirtschaft (vgl. Abbildung

28).

98 Die Abteilung Garantie muss insbesondere die Ausgaben im Zusammenhang mit der gemeinsamen Organisation der Agrarmärkte, die Maßnahmen zur Entwicklung des ländlichen Raums, die flankierend zur Marktpolitik durchgeführt werden, die Maßnahmen für den ländlichen Raum außerhalb der Ziel-1-Regionen, bestimmte Ausgaben im Veterinärbereich und die Maßnahmen zur Information über die gemeinsame Agrarpolitik finanzieren. 99 Die Abteilung Ausrichtung muss sonstige Ausgaben für die ländliche Entwicklung finanzieren (die nicht vom EAGFL, Abteilung Garantie übernommen werden).

156 Kapitel 7

Abbildung 27: Ausgaben der EU für das Haushaltsjahr 2003

(eigene Darstellung, Datenquelle: BMVEL 2004)

Abbildung 28: Verteilung der Ausgaben des EAGFL


Strukturmaßnahmen

(ohne EAGFL, ohne FIAF)

Forschung und

technologische

Entw icklung

Maßnahmen in Drittländern

(inkl. Vorbeitrittshilfen, Außen-

und Sicherheitspolitik)

Sonstiges (u.a.

transeuropäische Netze,

Energie, Bildung, Reserven)

und Ausgleichszahlungen

für Beitrittsländer

Verw altungsausgaben

(alle Organe)

50,1 %

Agrarbereich

gesamt (EAGFL, FIAF,

sonstige)

EU-Ausgaben Haushalt 2003

97,5

Mrd. €

Mio. €

Abteilung

Ausrichtung

7,2 %

Abteilung

Garantie

91,4 %

'Zweite Säule'

Ländliche Entwicklung

8110 Mio. € (17 %)

Agrarumweltmaßnahmen (4 %)

'Erste Säule'

Marktordnung

39759 Mio. € (82 %)

Sonstige 675 €

Verteilung der Finanzmittel des EAGFL (2003)


Neben der Marktordnungspolitik als erster Säule (first pillar) des EU-Agrarsubventionssystems

wird seit 1992 eine zweite Säule (second pillar), die so genannte ländliche Entwicklung, als

wesentlicher Bestandteil des Agrarsubventionssystems aufgebaut. Einer der entscheidenden

Unterschiede besteht darin, dass die Maßnahmen der ersten Säule zu 100 % von den Vorgaben

der EU bestimmt, aber auch finanziert werden, während die Maßnahmen der zweiten Säule

durch die EU lediglich kofinanziert werden. Die Mitgliedstaaten haben nach dem

Subsidiaritätsprinzip bei den Maßnahmen der zweiten Säule mehr Freiräume und Verantwortung

und müssen sich an den Kosten in unterschiedlicher Art und Weise beteiligen (vgl. zur

finanziellen Beteiligung im Rahmen der Agrarumweltmaßnahmen in Deutschland Abbildung 30

in Kapitel 7.1.3.2).

Für die Finanzierung ist, in Abhängigkeit vom regionalen Rahmen und der Art der Maßnahmen,

entweder der EAGFL-Garantie oder der EAGFL-Ausrichtung zuständig. So gehen die Beihilfen

für die Vorruhestandsregelung, für Agrarumweltmaßnahmen und für die Aufforstung

landwirtschaftlicher Nutzflächen zu Lasten des EAGFL-Garantie, die übrigen Maßnahmen zur

Förderung der ländlichen Entwicklung werden bei Ziel-1-Regionen aus dem EAGFL-

Ausrichtung und in den übrigen Gebieten aus dem EAGFL-Garantie finanziert. Die Maßnahmen

zur Anpassung und Entwicklung ländlicher Gebiete, die die Dorferneuerung und -entwicklung,

den Schutz und die Erhaltung des ländlichen Kulturerbes, die Diversifizierung der ländlichen

Tätigkeiten und die Verbesserung der Infrastrukturen für die Entwicklung der Landwirtschaft

betreffen und nicht aus dem Europäischen Fonds für regionale Entwicklung (EFRE) im Rahmen

von Ziel 1 bzw. Ziel 2 oder von Übergangsregelungen finanziert werden, gehen ebenfalls zu

Lasten des EAGFL (vgl. Abbildung 28).

Im Zusammenhang mit der Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft ist die

Tatsache relevant, dass unabhängig des regionalen Kontextes die Agrarumweltmaßnahmen über

die EAGFL-Garantie abgewickelt werden und seit 2000 verpflichtend in allen EU-Staaten

angeboten werden müssen. Damit werden in allen EU-Staaten im Rahmen der

Entwicklungspläne für den ländlichen Raum (EPLR) (s.u.) spätestens seit 2000

Agrarumweltmaßnahmen angeboten. Aktuell werden knapp über 4 % der EU-Ausgaben für

Agrarumweltmaßnahmen genutzt (vgl. Abbildung 28).

158 Kapitel 7

Rechtsgrundlage

Die für die Honorierung ökologischer Leistungen entscheidende Verordnung

VO (EG) 1257/1999 bildet seit dem 1. Januar 2000 den Rahmen für die gesamte

gemeinschaftliche Förderung der Entwicklung des ländlichen Raums und ersetzt u. a. die

VO (EWG) 2078/1992. Relevanz hat die Verordnung für den Planungszeitraum 2000-2006. Mit

ihr werden die anderen Instrumente der Gemeinsamen Agrar- und Strukturpolitik flankiert und

ergänzt (wesentlich sind hier Marktpreisstützungen und Flächenprämien). Erklärtes politisches

Ziel der Verordnung ist die Einführung einer integrierten Politik für den ländlichen Raum mit

Hilfe eines einzigen Rechtsinstruments, das eine größere Kohärenz zwischen der Entwicklung

des ländlichen Raums und der Preis- und Marktpolitik im Rahmen der Gemeinsamen

Agrarpolitik (GAP) sicherstellt und alle Elemente der ländlichen Entwicklung durch stärkere

Einbeziehung aller lokalen Akteure fördert. Zu diesem Zweck verfolgt diese neue, mit den

landwirtschaftlichen Tätigkeiten und ihrer Umstrukturierung verknüpfte Politik folgende Ziele:

• Modernisierung der landwirtschaftlichen Betriebe;

• Sicherheit und Qualität der Nahrungsmittel;

• angemessene und stabile Einkommen für die Landwirte;

• Berücksichtigung der umweltpolitischen Herausforderungen;

• Schaffung alternativer Beschäftigungsmöglichkeiten zur Eindämmung der Landflucht und

Stärkung der wirtschaftlichen und sozialen Struktur des ländlichen Raums;

• Verbesserung der Lebens- und Arbeitsbedingungen und Förderung der Chancengleichheit.100

Auf der Grundlage dieser Verordnung entwickelten die einzelnen EU-Staaten auf der geeigneten

geographischen Ebene (in Deutschland jeweils in den einzelnen Bundesländern) konkrete

Programme und Maßnahmen, die dann von der EU kofinanziert werden können und bei

Flächenmaßnahmen, wie den Agrarumweltmaßnahmen, über das Integrierte Verwaltungs- und

Kontrollsystem (InVeKoS) der EU verwaltet werden müssen. Diese Programme zur Förderung

der ländlichen Entwicklung stützen sich auf Pläne, die für einen Zeitraum von sieben Jahren

(2000-2006) aufgestellt werden. Sie enthalten die Beschreibung der derzeitigen Lage des

betreffenden ländlichen Raums, die vorgeschlagene Strategie, die erwartete Wirkung, die

Finanzplanung, die beabsichtigten Maßnahmen einschließlich der Agrarumweltmaßnahmen, die

100 vgl. Ausführungen der EU-Kommission zur Förderung der ländlichen Entwicklung http://europa.eu.int/scadplus/leg/de/lvb/l60006.htm (09.05.2004)


erforderlichen Studien und technischen Unterstützungsmaßnahmen, die Benennung der

zuständigen Behörden und Einrichtungen sowie die Bestimmungen, die die effiziente und

ordnungsgemäße Durchführung der Pläne gewährleisten sollen.

Aktuell sind zwei Programmplanungen entscheidend. Dabei handelt es sich um die

Entwicklungspläne für den ländlichen Raum (EPLR), die alle Maßnahmen der ländlichen

Entwicklung außerhalb der Förderkulisse ‚Ziel 1’101 und ‚Ziel 2’102 enthalten. Innerhalb der Ziel

1- und Ziel 2-Gebiete werden einige Maßnahmen zur Entwicklung des ländlichen Raums im

Rahmen anderer Programme abgewickelt, wobei die Operationellen Programme (OP) hierbei

vom Umfang her den bedeutendsten Anteil ausmachen. Die Aufteilung der Maßnahmen zur

ländlichen Entwicklung in Ziel 1-Gebieten ist in Abbildung 29 dargestellt. Grau unterlegt sind

die Bereiche, die für die Honorierung ökologischer Leistungen von Bedeutung sind. Neben den

Agrarumweltmaßnahmen (ausführlich in Kap. 7.2) sind es seit 2000 mögliche

Ausgleichszahlungen in Gebieten mit umweltspezifischen Einschränkungen aufgrund von EU-

Umweltrecht. Aktuell fallen hierunter mögliche Ausgleichszahlungen für ordnungsrechtliche

Auflagen in Natura 2000-Gebieten (vgl. Kap. 7.3).

Tabelle 6 zeigt die für den aktuellen Förderzeitraum 2000-2006 aufgelegte hohe Anzahl an

Programmen in den EU-Staaten und deren Kofinanzierung durch die EU. In jedem der 68

Entwicklungspläne für den ländlichen Raum sind Agrarumweltmaßnahmen obligatorischer

Bestandteil. Allein die Anzahl der Pläne gibt einen Hinweis auf die potentielle Fülle an

Honorierungsinstrumenten für ökologische Leistungen.

101 Ziel 1-Gebiete sind Regionen mit Entwicklungsrückstand (BIP < 75 % des Gemeinschaftsdurchschnitts) 102 Ziel 2-Gebiete sind ländliche oder städtisch und industriell geprägte Gebiete mit Strukturproblemen (Kriterien für Auswahl sind z. B. niedrige Bevölkerungsdichte, hoher Anteil der Beschäftigten in der Landwirtschaft, hohe Arbeitslosenquote, Bevölkerungsrückgang).

160 Kapitel 7

Abbildung 29: Aufteilung der Maßnahmen zur ländlichen Entwicklung auf die unterschiedlichen Planungs-

instrumente am Beispiel der Ziel 1-Gebiete (Hervorgehoben sind die Bereiche, die für die Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft von Bedeutung sind.)

Tabelle 6: Überblick über die verschiedenen Programme im Bereich ländlicher Entwicklung (EU-15)

Programme im Bereich ländliche

Entwicklung*

Anzahl der

Programme

Kofinanziert durch

EAGFL-Abteilung

EU-Anteil

(EUR Bill.)

Entwicklungspläne für den ländlichen Raum (EPLR)

68 Garantie

Ziel 2-Programme mit Maßnahmen zur ländlichen Entwicklung

20 Garantie

32,9

Ziel 1-Programme mit Maßnahmen zur ländlichen Entwicklung Operationelle Programme (OP)

69 Ausrichtung 17,5

*nicht dargestellt: Leader+-Programme Quelle: COM 2003c

7.1.2.2 Vorgaben und Förderflächenumfang im Rahmen der VO (EG) 1257/1999

Im Folgenden sollen im Überblick zwei, für die Honorierung ökologischer Leistungen

wesentliche Fördermaßnahmen der VO (EG) 1257/1999 in ihrer konzeptionellen Ausgestaltung

beschrieben werden. Es handelt sich dabei um zwei der flankierenden Maßnahmen (vgl.

LEADER +

Gemeinschaftsinitiativen

Investitionen

in landwirtschaftlichen Betrieben

Niederlasssung

von Junglandwirten

Berufsbildung

Verarbeitung/Vermarktung

landwirtschaftlicher Erzeugnisse

Forstwirtschaft

Entwicklung von

ländlichen Gebieten

Strukturmaßnahmen

Abteilung

Ausrichtung

Agrarstrukturpolitik

Benachteiligte Gebiete und

G. umweltspez. Einschränkungen

Agrarumweltmaßnahmen

Aufforstung

landwirtschaftlicher Flächen

Flankierende Maßnahmen

Direktzahlungen

Marktorganisationen

Abteilung

Garantie

EAGFL

VO (EG) 1257/1999

EPLR

OP


Abbildung 29), die Agrarumweltmaßnahmen nach Artikel 22-24 (AUM) und die

Ausgleichzahlungen in Gebieten mit umweltspezifischen Einschränkungen durch europäisches

Recht (kurz Artikel 16-Maßnahmen). Bei beiden Maßnahmen handelt es sich um Zahlungen für

flächenhafte, jährliche Maßnahmen.

Nach der Definition honorierungswürdiger ökologischer Leistungen (vgl. Kap. 4.1) stellen

selbstverständlich auch investive Maßnahmen, wie z. B. Anschaffung von Niederdruckreifen,

(zum Vermindern von Bodenverdichtung) potentiell honorierungswürdige, ökologische

Leistungen dar, sofern damit knappe ökologische Güter bereitgestellt werden. Das gleich gilt

auch für Maßnahmen wie das Anlegen von Hecken u. ä., die z. B. im Rahmen der Entwicklung

von ländlichen Gebieten (Artikel 33-Maßnahmen) honoriert werden können. Die Einbeziehung

derartiger Maßnahmen würde jedoch den Rahmen dieser Arbeit zu weit stecken.

Im Weiteren werden lediglich die Vorgaben aus der Verordnung (EG) 1257/1999 für die

Agrarumweltmaßnahmen und die Artikel 16-Maßnahmen dargestellt. Die aktuelle Umsetzung

dieser Vorgaben wird für die Agrarumweltmaßnahmen in Deutschland in Kapitel 7.2 und für die

Umsetzung der Artikel 16-Maßnahmen in Kapitel 7.3 näher betrachtet.

Agrarumweltmaßnahmen (Artikel 22-24 der VO (EG) 1257/1999)

Als Agrarumweltmaßnahmen (AUM) sind laut Verordnungstext alle flächengebundenen

Maßnahmen zu fassen, die dem abiotischen und biotischen Ressourcenschutz sowie landschafts-

ästhetischen Zielen dienen.

Landwirte, die mindestens fünf Jahre lang umweltverträgliche und landschaftschützende

Erzeugungsverfahren (Agrarumweltmaßnahmen) anwenden, können eine Honorierung (Beihilfe)

erhalten (Artikel 23). Diese soll dazu dienen, die umweltverträgliche Bewirtschaftung und ein

planvolles Vorgehen im Agrarumweltbereich, die Extensivierung der landwirtschaftlichen

Erzeugung, die Erhaltung von ökologisch wertvollen Gebieten und die Landschaftspflege zu

fördern.

Die VO (EG) 1257/1999 gibt in Artikel 22 fünf Ziele für die Agrarumweltmaßnahmen vor:

• eine Bewirtschaftung der landwirtschaftlichen Flächen zu fördern, die mit dem Schutz und

der Verbesserung der Umwelt, der Landschaft und ihrer Merkmale, der natürlichen

Ressourcen, der Böden und der genetischen Vielfalt vereinbar ist;

162 Kapitel 7

• eine umweltfreundliche Extensivierung der Landwirtschaft und eine Weidewirtschaft

geringer Intensität zu fördern;

• bedrohte, besonders wertvolle landwirtschaftlich genutzte Kulturlandschaften zu erhalten;

• die Landschaft und historische Merkmale auf landwirtschaftlichen Flächen zu erhalten;

• die Umweltplanung in die landwirtschaftliche Praxis einzubeziehen.

Die Höhe der Honorierung (Preis) ökologischer Leistungen richtet sich nach den anfallenden

Kosten und nicht nach dem Wert des ökologischen Gutes. Bei der Ermittlung werden die

Einkommenseinbußen und die zusätzlich anfallenden Kosten berücksichtigt. Diese Vorgaben

sind im Zusammenhang mit den internationalen Verhandlungen der WTO zu sehen, da die bisher

einzigen nicht zur Disposition stehenden Maßnahmen der green box keine Einkommenseffekte

verursachen dürfen.103

Aktuell darf vor diesem Hintergrund nur ein Anreiz von nicht mehr als 20 % der ermittelten

Kosten gezahlt werden, um die Landwirte zur Teilnahme (Tausch der Eigentumsrechte) zu

motivieren. Die Beihilfen dürfen jedoch bei einjährigen Kulturen und bestimmten Dauerkulturen

600 € bzw. 900 € jährlich nicht überschreiten. Jede sonstige Bodennutzung wird mit höchstens

450 € je ha jährlich unterstützt (Art. 24). Die tatsächlich angewendete Prämie belief sich auf

durchschnittlich 89 €/ha (COM 2003a). Dabei wurden zwischen den Mitgliedstaaten große

Unterschiede verzeichnet, was zum Teil die Bandbreite der ergriffenen Agrarumweltmaßnahmen

und die verschiedenen Standortbedingungen widerspiegelt (ebd.), aber auch Hinweis darauf gibt,

dass die Ermittlung des Preises für die Honorierung ökologischer Leistungen auf der Grundlage

der Kosten relativ breite Spielräume eröffnet (vgl. Kap. 7.2.2.3).

Die Abgrenzung der Honorierungswürdigkeit erfolgt mit Hilfe des unbestimmten

Rechtsbegriffes der Guten fachlichen Praxis (vgl. Kap. 7.2.2.2) und schließt eine

Doppelförderung aus. „Die Verpflichtungen bezüglich der Agrarumweltmaßnahmen gehen über

die Anwendung der Guten fachlichen Praxis im üblichen Sinne hinaus. Sie betreffen

Dienstleistungen, die im Rahmen anderer Fördermaßnahmen, wie Marktstützungsmaßnahmen

und den Ausgleichszulagen, nicht vorgesehen sind“ (Art. 23 (2)).

103 Die Bindung des Preises an die Einkommenseinbuße ist ein wesentlicher Grund für die geringe Umsetzung der ergebnisorientierten Honorierungen. So wurde die ergebnisorientierte Honorierung in BW nur genehmigt, wenn Maßnahmenauflagen daran geknüpft sind (Oppermann & Gujer 2003: 178).


Ausgehend von den Daten, die für 2001 von den Mitgliedstaaten zu ihren Programmen für die

Entwicklung des ländlichen Raums vorgelegt wurden, betrug die Vertragsfläche in EU-15

19,3 Mio. ha. Dabei wurden für 1,3 Mio. ha Verträge für den Ökologischen Landbau

abgeschlossen (COM 2003a).

Gebiete mit umweltspezifischen Einschränkungen (Artikel 16 VO (EG) 1257/1999)

Neben der seit vielen Jahren angewendeten Ausgleichszahlung für Landwirte in naturräumlich

benachteiligten Gebieten (z. B. Berggebieten) kann seit der VO (EG) 1257/1999 auch

Landwirten in Gebieten mit umweltspezifischen Auflagen eine Ausgleichszahlung gewährt

werden. Ziel ist es, die Kosten und Einkommenseinbußen auszugleichen, die ihnen durch die

Umsetzung gemeinschaftlicher Umweltvorschriften (EU-Recht) entstehen (Artikel 16 (1)).

Aktuell werden diese Maßnahmen für Auflagen in Natura 2000-Gebieten angewandt (vgl.

Kap. 8.2).

Die Höhe des Ausgleichs hat sich an den verursachten Kosten zu orientieren (Artikel 16 (2)) und

durfte bisher 200 € pro Hektar und Jahr nicht überschreiten104. Eine Überkompensation ist zu

vermeiden (Artikel 16 (3)). Anreize wie bei den AUM sind nicht erlaubt.

Von der Ausgleichszahlung für benachteiligte Gebiete aufgrund von umweltspezifischen

Einschränkungen haben bisher lediglich einige Bundesländer in Deutschland Gebrauch gemacht

(COM 2002c). Der Anwendungsumfang wird daher im Überblick in Kapitel 7.3.1 dargestellt

(zur potentiellen Bedeutung dieser Maßnahme vgl. auch Kap. 8.2.2).

7.1.3 Nationale Rahmenbedingungen in Deutschland

7.1.3.1 Föderale Strukturen in Deutschland und deren Konsequenz

Die konkrete Ausgestaltung und der Umfang der Zahlungen für ökologische Leistungen obliegen

in Deutschland den einzelnen Bundesländern. Es gibt in Deutschland 16 Pläne zur ländlichen

Entwicklung (EPLR) inklusive 16 Agrarumweltprogrammen (vgl. Kap. 7.1.2.1,

Agrarumweltmaßnahmen als verpflichtender Bestandteil der EPLR) und 6 operationelle

Programme in den neuen Bundesländern. Auch die Artikel 16-Maßnahmen sind, falls

104 Ab dem Jahr 2004 können bis zu 500 € pro Hektar gezahlt werden, wobei diese hohen Ausgleichszahlungen lediglich zur Abfederung der ökonomischen Wirkungen in der Aufbauphase des Natura 2000-Netzes genutzt werden dürfen und danach wieder sukzessiv bis auf 200 € zurückgenommen werden müssen.

164 Kapitel 7

angewendet, jeweils Bestandteil der länderspezifischen EPLR. Selbstverständlich obliegt es den

Bundesländern neben der Honorierung ökologischer Leistungen im Rahmen der Gemeinsamen

Europäischen Agrarpolitik nationale Honorierungsinstrumente zu etablieren. Diese müssen

lediglich bei der EU angezeigt werden und bestimmte Grundanforderungen erfüllen (z. B.

Ausschluss der Doppelförderung). Die Bundesländer haben also relativ breiten Spielraum,

eigene Honorierungsinstrumente zu entwickeln und machen davon auch teilweise Gebrauch,

indem sie europaunabhängige Vertragsnaturschutzprogramme anbieten, wie bisher z. B. das

Land Brandenburg. Damit ist eine größere Flexibilität gegeben, aber es ist auch der Nachteil

einer vollständigen Finanzierung aus dem Landeshaushalt damit verbunden. Dies ist ein

wesentlicher Grund, warum derartige Programme immer mehr an Bedeutung verlieren und in die

Agrarumweltprogramme überführt werden, die aktuell im Rahmen der VO (EG) 1257/1999

laufen (vgl. Osterburg 2002).

Da die Agrarumweltmaßnahmen, wie alle Maßnahmen der zweiten Säule, einer Finanzierung

durch die Bundesländer bedürfen (vgl. auch Abbildung 30), ist der Umfang der Förderung

entscheidend von der Haushaltslage der einzelnen Bundesländer abhängig und bringt sehr große

Unterschiede bzgl. der zur Verfügung stehenden Mittel mit sich.

7.1.3.2 Gemeinschaftsaufgabe ‚Verbesserung der Agrarstruktur und des

Küstenschutzes’ (GAK)

Der Bund nimmt über die Option zur Kofinanzierung bestimmter Maßnahmen im Rahmen der

Gemeinschaftsaufgabe Agrarstruktur und Küstenschutz (GAK) in gewisser Weise Einfluss auf

die Maßnahmen zur ländlichen Entwicklung, insbesondere, wenn die Bundesländer auf eine

derartige Kofinanzierung angewiesen sind.

Abbildung 30 zeigt die mögliche Aufteilung der Finanzierung von Agrarumweltmaßnahmen mit

und ohne Geld der GAK im Rahmen der VO (EG) 1257/1999 in Ziel 1-Gebieten (neue

Bundesländer) und außerhalb der Ziel 1-Gebiete. Über die GAK können 30 % des national zu

finanzierenden Anteils übernommen werden.


Abbildung 30: Finanzierung der Agrarumweltmaßnahmen in Deutschland (bis zum Jahr 2004)

Der Plan der GAK entspricht gemäß der VO (EG) 1257/1999 einer Rahmenregelung (s. Art. 40

Abs. 4) und ist damit nicht so differenziert wie die Entwicklungspläne der Bundesländer, die

einem Programmplan (s. Art. 40 Abs. 1-3) entsprechen.

Mit der GAK werden folgende allgemeine Grundsätze verfolgt:

• Gewährleistung einer leistungsfähigen, auf künftige Anforderungen ausgerichtete Land- und

Forstwirtschaft,

• Sicherstellung der Wettbewerbsfähigkeit im gemeinsamen Markt der Europäischen

Gemeinschaft,

• Verbesserung des Küstenschutzes.

Die Gemeinschaftsaufgabe ist im Rahmen des Gesetzes zur Gemeinschaftsaufgabe Agrarstruktur

und Küstenschutz (GAKG) festgelegt. Um die Gemeinschaftsaufgabe umzusetzen, wird für den

Zeitraum der Finanzplanung (3 Jahre) ein gemeinsamer Rahmenplan aufgestellt und jedes Jahr

sachlich geprüft und fortgeführt. Der Rahmenplan enthält die je Haushaltsjahr durchzuführenden

Maßnahmen mit den zugrunde liegenden Zielvorstellungen, die zugehörigen Fördergrundsätze

sowie Art und Höhe der Zuwendung. Darüber hinaus werden auch die Mittel von Bund und

Ländern pro Jahr des Planungszeitraums aufgeführt, die bereitgestellt werden sollen. Der Bund

Finanzierung der AUM in Deutschland

0%

25%

50%

75%

100%

ohne GAK mit GAK ohne GAK mit GAK

Bundesland

Bund (GAK optional für bestimmte Maßnahmen)

EU

Nicht Ziel 1-Gebiet Ziel 1-Gebiet

166 Kapitel 7

erstattet jedem Land bei Durchführung der Maßnahmen des Rahmenplans 60 % der entstandenen

Ausgaben bzw. 70 % für Maßnahmen des Küstenschutzes. Die Förderung kann als Zuschuss,

Darlehen, Zinszuschuss oder Bürgschaft erfolgen. Die Länder können darüber entscheiden,

welche Maßnahmenangebote sie aus dem Rahmenplan der GAK in ihre ‚Ländlichen

Entwicklungsprogramme’ übernehmen. Diese können sie präzisieren und durch eigene

Ländermaßnahmen ergänzen.

Im Zuge der Neuausrichtung der Ernährungs- und Agrarpolitik in Richtung auf die Förderung

der ländlichen Räume wurden auch bei der GAK neue Akzente gesetzt. Konkret hat hierbei eine

stärkere Ausrichtung auf eine umwelt-, natur- und tiergerechte Qualitätsproduktion stattgefunden

(BMVEL 2002). Der Bereich der Agrarumweltmaßnahmen im Kapitel ‚Markt- und

standortangepasste Landwirtschaft’ (MSL) wurde ergänzt.

Eine entscheidende Einschränkung für die Honorierung ökologischer Leistungen ist jedoch, dass

die GAK bisher nicht für ‚reine’ Naturschutzmaßnahmen genutzt wird. Eine Öffnung für stärker

naturschutzorientierte Maßnahmen wäre aus Sicht der Kofinanzierung von effektiven

Maßnahmen wünschenswert (vgl. SRU 2002b, SRU 2004), diese Möglichkeit unterliegt jedoch

aufgrund der ursprünglichen Zielsetzung der Gemeinschaftsaufgabe (Grundlage Art. 91a GG)

nach herrschender Rechtsauffassung gewissen Einschränkungen. Aktuell sind multifunktionale

Maßnahmen, die gleichermaßen der Förderung der Agrarstruktur und der Verfolgung

naturschutzbezogener Ziele dienen, nach herrschender Rechtsauffassung möglich (Rehbinder &

Schmihing 2004). Diese Einschränkung wird allerdings durch die überwiegende Meinung der

verfassungsrechtlichen Literatur relativiert. Demnach liegt nicht die vorrangige, sondern erst die

ausschließliche Verfolgung von Natur- und Umweltschutzzwecken (‚reine’

Naturschutzmaßnahmen) außerhalb des verfassungsrechtlichen Rahmens der GAK (Rehbinder &

Schmihing 2004). Trotz der rechtlich bestehenden Möglichkeit der Öffnung der GAK für

gezieltere Naturschutzmaßnahmen fehlt es aktuell am politischen Willen.

Folgende Agrarumweltmaßnahmenbereiche erfahren daher eine Förderung über die GAK105:

• Förderung extensiver Produktionsverfahren im Ackerbau oder bei Dauerkulturen,

• Förderung extensiver Grünlandnutzung,

• Förderung ökologischer Anbauverfahren,

• Förderung umwelt- und tiergerechter Haltungsverfahren.

105 GAK-Rahmenplan 2004


Da den Ländern jeweils ein fester Betrag für das gesamte Paket der GAK-Maßnahmen zugeteilt

ist, nutzen Länder wie Baden-Württemberg oder Bayern die Kofinanzierung für

Agrarumweltmaßnahmen nicht, sondern setzen die Mittel im Bereich ‚Benachteiligte Gebiete’

oder ‚Flur’- und ‚Dorferneuerung’ ein. Andere Länder können auf die Kofinanzierung nicht

verzichten und sind damit daran gebunden, die Agrarumweltmaßnahmen ‚GAK-kompatibel’

auszugestalten.

7.1.4 Mittelfristige Weiterentwicklung der politischen Rahmenbedingungen

7.1.4.1 Mid-Term-Review-Reform

Am 26. Juni 2003 einigte sich der Ministerrat in Luxemburg im Rahmen der

Zwischenbegutachtung der Agenda 2000, dem so genannten Mid-Term-Review (MTR), auf eine

Neuausrichtung der Gemeinsamen Agrarpolitik (GAP) (vgl. COM 2003b), die bis zum Jahre

2013 Bestand haben soll (formelle Verabschiedung der Rechtstexte am 29. September 2003: VO

(EG) 1782/2003). Ziel der eingeleiteten Agrarreform der EU (MTR-Reform) war es, die WTO-

Kompatibilität der GAP zu verbessern, indem die Produktion der Landwirte stärker durch

marktwirtschaftliche Elemente bestimmt wird. Die Wettbewerbsfähigkeit der Agrarproduktion

soll verbessert und die Finanzierbarkeit der Gemeinsamen Agrarpolitik vor dem Hintergrund der

EU-Osterweiterung sichergestellt werden. Ferner soll den neuen gesellschaftlichen

Anforderungen in den Bereichen Lebensmittelsicherheit, Tier- und Umweltschutz Rechnung

getragen und damit die Legitimation der Agrarpolitik gefestigt werden.

Die Kernelemente der Beschlüsse des Ministerrates zur zukünftigen Agrarpolitik können im

Wesentlichen in die drei Bereiche Entkoppelung, cross compliance und Modulation

zusammengefasst werden. Ein Überblick über die wichtigsten Änderungen ist Tabelle A-4 im

Anhang zu entnehmen. Für die Agrarumweltmaßnahmen genauso wie für die Artikel 16-

Maßnahmen ist bei der Entkoppelung die Einführung von Grünlandprämien von großer

Bedeutung, da damit einige horizontale Grünlandextensivierungsmaßnahmen, die auf den

Grünlanderhalt abzielten (vgl. Kap. 7.2.1) sowie pauschale Grünlandprämien über Artikel 16

(vgl. Kap. 7.3.1) obsolet werden können (vgl. auch Kap. 7.3.2.2). Die Umsetzung der

VO (EG) 1782/2003 ist für bestimmte zu präzisierende Maßnahmen in Deutschland im Gesetz

zur Umsetzung der Reform der Gemeinsamen Agrarpolitik für den Bereich Entkoppelung

(Betriebsprämie) in Artikel 1, dem Betriebsprämiendurchführungsgesetz (BetrPrämDurchfG)

und für cross compliance im Artikel 2, dem Direktzahlungen-Verpflichtungengesetz

(DirektZahlVerpflG) geregelt.

168 Kapitel 7

7.1.4.2 Finanzielle Mittel für die Honorierung ökologischer Leistungen

Im Rahmen der nationalen Ausgestaltung der betriebsbezogenen Zahlungen (Entkoppelung)

können bis zu 10 % der einzelbetrieblichen Prämienrechte aus der ersten Säule gewährt werden,

um spezifische Formen der Landwirtschaft zu fördern, die für die Umwelt oder eine

Qualitätserzeugung und Vermarktung wichtig sind (Artikel 69 der VO (EG) 1782/2003).

Richtlinien für die förderfähigen Maßnahmen in diesem so genannten 10 %-Modell liegen

allerdings noch nicht vor (SRU 2004: 212). Prinzipiell eröffnet sich damit die Möglichkeit,

bestimmte ökologische Leistungen aus Geldern der ersten Säule zu finanzieren, wodurch eine

nationale Kofinanzierung entfällt.

Bis zum Jahre 2007 kommt es zur Schrittweisen Umschichtung von Mitteln der ersten Säule in

die zweite Säule der GAP (Modulation). Dadurch werden in allen Mitgliedstaaten zusammen in

Zukunft mehr Finanzmittel für die ländliche Entwicklung, den Umweltschutz, Tierschutz und

Verbraucherschutz im Rahmen der EU-Agrarpolitik zur Verfügung stehen. Die

Modulationsmittel werden im Jahre 2007 5 % der Direktzahlungen an die Betriebe (oberhalb

eines Freibetrages von 5.000 € pro Betrieb) betragen. In Deutschland wird ab 2005 die

fakultative Modulation durch die obligatorische ersetzt. Damit entfallen die im Rahmen der

fakultativen Modulation bestehenden Beschränkungen, die Mittel nur für neue Maßnahmen

anzuwenden. Dies verursachte beim Einsatz für Agrarumweltmaßnahmen vor allen Dingen dort

Schwierigkeiten, wo bereits eine große Bandbreite an Maßnahmen entwickelt wurde.

Die Aufteilung der Mittel auf die Mitgliedstaaten der EU erfolgt nach Kohäsionskriterien

(landwirtschaftliche Fläche, Beschäftigte in der Landwirtschaft sowie das relative Einkommens-

niveau). Jeder Mitgliedstaat erhält aber mindestens 80 % seiner Mittel zurück. Deutschland

erhält zusätzlich 10 % der gekürzten Mittel als Ausgleich für den Wegfall der

Roggenintervention. Nach Deutschland fließen daher in Zukunft 90 % der hier im Rahmen der

Modulation anfallenden Mittel wieder zurück. Tabelle 7 stellt die durch die Modulation

auftretenden Finanzströme für Deutschland dar. Zu beachten ist, dass die zurückfließenden

Mittel jeweils einer nationalen Kofinanzierung bedürfen und dies in Anbetracht der

Haushaltslage vieler Länder problematisch ist.

Förderlich für die Investition der umgeschichteten Mittel in Agrarumweltmaßnahmen dürfte die

Tatsache sein, dass der Kofinanzierungsanteil der EU von derzeit 50 % außerhalb von Ziel 1-

Gebieten auf 60 % und in Ziel 1-Gebieten von derzeit 75 % auf max. 85 % erhöht wird (vgl. zur

bisherigen Kofinanzierung Abbildung 30).


Tabelle 7: Modulationsbedingte Verschiebung der EU-Beihilfen von der ersten in die zweite Säule in

Deutschland

Rückfluss in die zweite Säule

(flankierende Maßnahmen)

nach Deutschland Kürzungssatz je Kalenderjahr

Kürzungsvolumen der

Direktzahlungen

(erste Säule)

darunter für Roggengebiete

Jahr % Mio. € (geschätzt)

2005 3 117,3 106,5 10,6

2006 4 168,9 152,0 15,2

2007 5 211,1 190,0 19,0

Quelle: BMVEL 2004, Übersicht 33

7.1.4.3 Cross Compliance und Institutionenwandel

Im Zuge der cross compliance-Regelung werden Umweltstandards eine entscheidende Rolle

spielen. Künftig (beginnend ab 2005) wird mit der entkoppelten Direktzahlung die Einhaltung

von Mindestumweltauflagen verbunden sein. Die cross compliance-Regelung lässt sich in drei

Bereiche gliedern:

• Umsetzung von 18 einschlägigen EU-Regelungen (vgl. Tabelle A-3 im Anhang)

• Regeln zur Erhaltung landwirtschaftlicher Flächen in gutem landwirtschaftlichen und

ökologischen Zustand (national zu konkretisieren, Schwerpunkt Boden, vgl. BMVEL 2004)

• Umbruchverbot für Flächen, die im Jahr 2003 als Dauergrünland genutzt wurden.

Ziel der cross compliance-Regelung ist es, neben einer verbesserten Position im Rahmen der

WTO-Verhandlungen (vgl. Kap. 7.1.1), in erster Linie bestehendes (europäisches)

Ordnungsrecht mit Hilfe der Androhung von Sanktionen im Subventionsbereich besser

durchzusetzen, also den Vollzug zu verbessern. In Anbetracht der Probleme des Vollzuges von

Umweltordnungsrecht (vgl. im europäischen Maßstab z. B. Albin 1999, Lübbe-Wolff 1995, im

nationalen z. B. Lübbe-Wolff 1993, Graf 2002), scheint dies, ein zu befürwortender Ansatz zu

sein. „Die Androhung des Verlustes von Betriebsprämien ist – jedenfalls im Falle höherer

Prämien – ein starkes Motiv für die Einhaltung der Auflagen“ (SRU 2004: 215 f.).

Die Frage, die sich stellt, ist jedoch, wie die Anforderungen nach möglichst einheitlichen

Standards für alle EU-Staaten (vgl. BMVEL 2004) in der Praxis sinnvoll umzusetzen sind. Wie

bereits diskutiert, liegt das Umsetzungsdefizit von Ordnungsrecht unter anderem in der

fehlenden Operationalisierung/Standardisierung aufgrund der oftmals notwendigen

170 Kapitel 7

Einzelfallentscheidung (vgl. Kap. 6.1). Die Erarbeitung von sinnvollen Standards, bei denen die

positiven Umweltwirkungen stärker zu gewichten sind als der steigende Verwaltungsaufwand

und damit verbundene Transaktionskosten, stellt eine, unter den gegebenen Rahmenbedingungen

gerade für den Umweltbereich, riesige Herausforderung dar. Es bleibt kritisch zu beobachten, ob

die Befürchtung des SRU (2004: 216) sich bewahrheitet und cross compliance lediglich als neue

Legitimation für die Direktzahlungen der ersten Säule dient, ohne Umweltziele wirklich effizient

zu erreichen.

Prinzipiell stellen die notwendigen Standards die in Kapitel 6.3 diskutierten Indikatoren dar und

müssen idealer Weise die gleichen Anforderungen erfüllen (vgl. zu den Anforderungen im

Überblick Abbildung 20). Es ist abzuwarten, wie eine Operationalisierung der allgemeinen

Vorgaben (vgl. Tabelle A-3 im Anhang) im politischen Prozess der nächsten Jahre erfolgt. Zu

hohe Erwartungen sollten nicht gestellt werden, wenn man sich z. B. die sehr pragmatischen

Prüfkriterien der Guten fachlichen Praxis als Vergleich heranzieht. Diese Kriterien sollen u. a

dazu dienen, honorierungswürdige ökologische Leistungen von nicht honorierungswürdigen zu

trennen (vgl. VO (EG) 1257/1999). In der Praxis stellen sie aktuell jedoch Mindeststandards als

Voraussetzung für die Teilnahme an bestimmten Maßnahmen der ländlichen Entwicklung dar

und sind im diesem Sinne die aktuellen cross compliance-Maßnahmen z. B. für

Agrarumweltmaßnahmen oder Ausgleichszulagen für benachteiligte Gebiete (vgl. Kap. 7.2.2.2

und 7.3.2.2).

Cross compliance-Maßnahmen sind besonders vor dem Hintergrund der Auswirkungen auf die

Verteilung der Eigentumsrechte zu diskutieren und in diesem Zusammenhang entscheidend für

die Entwicklung von Instrumenten zur Honorierung ökologischer Leistungen. Aus

eigentumsrechtlicher Sicht ist zu unterscheiden, ob die cross compliance-Maßnahmen die

Direktzahlungen legitimieren sollen und sich damit als Honorierung etablieren werden oder

lediglich eine Sanktionierungsmöglichkeit für bestehendes Ordnungsrecht darstellen. Bei einer

Etablierung als ‚Honorierung’ wäre langfristig zu befürchten, dass bei fortschreitender

Liberalisierung der Agrarmärkte und dem Abbau der Direktzahlungen die cross compliance-

Maßnahmen (nach dem Abbau der Direktzahlungen) von den Landwirten nicht mehr

entschädigungslos akzeptiert werden. Dies ist vor allen Dingen vor dem Hintergrund der

Aushöhlung der Sozialpflichtigkeit (vgl. dazu Kap. 5.6.2) bedenklich, da die Eigentumsrechte

bzgl. der cross compliance-Maßnahmen in den meisten Fällen de jure bei der Gesellschaft liegen

(durch das Ordnungsrecht festgelegt). Unter diesen Voraussetzungen müssen nach dem

Verursacherprinzip die Landwirte die Kosten für die Einhaltung der Umweltauflagen tragen und

zwar ohne finanziellen Ausgleich.


In gewissem Maße bekommt jedoch das Verständnis, dass cross compliance-Maßnahmen

honorierungswürdig sind, dadurch Auftrieb, dass in den aktuellen Regelungen sowohl

Eigentumsrechte an ökosystemaren Fähigkeiten als auch an individuellen Fähigkeiten der

Landwirte angesprochen sind (vgl. zu dieser Unterscheidung der Fähigkeiten Kap. 4.1). Es

werden einerseits cross compliance-Umweltregelungen aufgestellt, die einen Nutzungsverzicht

bzgl. ökosystemarer Fähigkeiten betreffen (z. B. Verbot von Grünlandumbruch), andererseits

jedoch auch das Nutzungsgebot und der damit verbundenen Pflicht zum Einsatz von

individuellen Fähigkeiten, wie die Auflagen zur Offenhaltung des Grünlandes. Unter Rückgriff

auf die Überlegungen zu Eigentumsrechten in Kapitel 5.1 wäre eine generelle Verpflichtung zur

Pflege des Grünlandes, zumindest ohne einen finanziellen Ausgleich, nicht vertretbar. Diese

Mischung bei der Ausgestaltung von cross compliance-Maßnahmen ist für eine klare Definition

von Eigentumsrechten schwierig. Hinzu kommt das taktische Verhandeln der EU im Rahmen der

WTO. Im Zusammenhang mit dem europäischen Konzept der multifunktionalen Landwirtschaft

sollen die cross compliance-Maßnahmen dazu beitragen, eine Rechtfertigung für die weitere

Aufrechterhaltung der Direktzahlungen zu liefern. Diese gezielte Argumentation nach ‚außen’

wird auch nach ‚innen’ wirken und das Verständnis der Landwirte forcieren, dass

Direktzahlungen als Honorierung (Ausgleich) für die ordnungsrechtlichen Standards dienen.

Tatsächlich zeigt sich, dass aktuell ein Institutionenwandel (Schaffung, Änderung und

Durchsetzung von Eigentumsrechten) im Bereich der Landwirtschaft und Umwelt stattfindet, der

sich durch komplexe internationale, europäische und nationale Rahmenbedingungen als äußerst

schwierig erweist und das Problem der Globalisierung für eben diesen Prozess verdeutlicht. Die

z. B. in Deutschland seit langem geführte Diskussion um die Situationsgebundenheit von

Eigentum, aber auch um die Regelungen zu ausgleichspflichtigen Inhalts- und Schranken-

bestimmungen des Eigentums oder um die Härteausgleichsregelungen spielt sich in gewisser

Weise nun auf dem internationalen Parkett im Rahmen der WTO-Verhandlungen ab. Der

deutsche (europäische) Landwirt in einem Naturschutzgebiet mit Bewirtschaftungs-

beschränkungen befindet sich eigentumsrechtlich in einer ähnlichen Situation gegenüber den

nationalen Landwirten außerhalb von Schutzgebieten wie der deutsche (europäische) Landwirte

im internationalen Vergleich gegenüber Landwirten in Ländern ohne Umweltstandards. Nach

deutscher Rechtsauffassung kann man von Sozialpflichtigkeit bzw. Ökologiepflichtigkeit

sprechen, solange diese Anforderungen nicht unverhältnismäßig hoch sind (vgl. zur

Eigentumsdogmatik im deutschen Recht Kap. 5.6.2). In Kapitel 7.2.2.2 wird die Problematik in

Deutschland anhand der Rechtsfigur Gute fachliche Praxis noch einmal diskutiert.

172 Kapitel 7

Cross compliance-Regelungen sind aus einem zweiten Grund besonders relevant. Denn

tatsächlich bestimmen sie auch die Grenze zu Agrarumweltmaßnahmen. Cross compliance- und

Agrarumweltmaßnahmen (AUM) verhalten sich „wie kommunizierende Röhren ... alles was

nicht über cross compliance vorgegeben wird, kann und muss ggf. als AUM angeboten werden

und umgekehrt“ (SRU 2004: 216).

Diese Betrachtungen zeigen, dass bei der Durchsetzung von Ordnungsrecht mit Hilfe von

ökonomischen Instrumenten besonderes Augenmerk darauf gelegt werden muss, dass damit

nicht dem Verursacherprinzip widersprochen wird, das heißt ökonomische Anreize konform mit

den zugeteilten Verfügungsrechten angewendet werden. Auch wenn z. B. zweigleisige

Argumentation im Rahmen der WTO-Verhandlungen kurzfristig politische Erfolge verspricht

und die Verhandlungsposition der EU bzgl. der Beibehaltung von Flächenprämien verbessert,

mittel- und langfristig können daraus enorme Probleme bzgl. der Durchsetzungsfähigkeit von

Ordnungsrecht entstehen und das wichtige Instrument der Honorierung ökologischer Leistungen

bekommt oder behält den ‚Beigeschmack’ einer Subvention.

Cross compliance-Maßnahmen sollten klar als Sanktionsmechanismus für bestehendes

Ordnungsrecht gesellschaftlich diskutiert werden. Dies bedarf bzgl. der Positionierung im Zuge

der WTO-Verhandlungen einer klaren Trennung zwischen Umweltstandards, die

ordnungsrechtlich fixiert sind, und der Honorierung für multifunktionale (inkl. ökologische)

Leistungen der Landwirtschaft. „Das Instrument ist aber nicht dazu geeignet, eine Vielzahl neuer

Umweltanforderungen für den Agrarsektor einzuführen und insgesamt umweltgerechte

Anbaumethoden zu fördern. Es sollte darauf geachtet werden, eine klare Trennlinie zwischen

obligatorischen, nicht förderfähigen Umweltanforderungen an die Landwirtschaft und

honorierten Umweltleistungen aufrechtzuerhalten“ (SRU 2004: 234).

Wenn sich die Entwicklung fortsetzt, dass Umweltordnungsrecht stärker mit positiven

ökonomischen Steuerungsmitteln wie Subventionen verknüpft wird, könnte dies nicht nur zu

dem beschriebenen Problem führen, dass Auflagen nur noch bei finanziellem Ausgleich

akzeptiert werden, sondern wird in Anbetracht der knappen Haushaltslagen auch die

Gesellschaft, vertreten durch die Legislative und Exekutive, möglicherweise davon abhalten,

sinnvolle und notwendige Regelungen bzgl. knapper ökologischer Güter zu schaffen und

durchzusetzen, da damit die Verpflichtungen zu Ausgleichszahlungen verbunden sein können.

Andererseits ist auch das ‚Sanktionsmodell’ (Kürzung von Subventionen bei Nichteinhaltung

von Ordnungsrecht) durchaus kritisch zu sehen, da dadurch die Auseinandersetzung im Zuge der

Aufstellung von Ordnungsrecht verschärft werden könnte.


7.1.5 Zusammenfassung und Schlussfolgerungen

Die Entwicklung von praxistauglichen Instrumenten zur Honorierung ökologischer Leistungen

kann nur gewährleistet werden, wenn die politischen und ökonomischen Rahmenbedingungen

berücksichtigt werden. Dabei ist es wenig sinnvoll, jede aktuelle Vorgabe der EU oder nationaler

Fördervoraussetzungen im Rahmen der GAK als Restriktion anzunehmen. Genauso wenig

sinnvoll ist es jedoch, die Rahmenbedingungen auszublenden, sofern das Ziel ist, umsetzungs-

und flächenrelevante Ansätze zu entwickeln.

Im Folgenden werden wesentliche Rahmenbedingungen noch einmal zusammengefasst, an

denen sich mittelfristig die Ausgestaltung der Honorierung ökologischer Leistungen orientieren

sollte.

Die Anforderungen aus der WTO werden für die Zukunft vermutlich einen weiteren Abbau von

weitgehend voraussetzungslosen Direktzahlungen an die Landwirtschaft verlangen. Hinzu

kommen die hier nicht weiter diskutierten Rahmenbedingungen aufgrund der EU-

Osterweiterung, die in gleicher Richtung wirken.

Die Bedeutung der Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft wird im Hinblick

auf den Mitteleinsatz und den absoluten Anteil dieser Förderung am Gewinn der Betriebe künftig

steigen. Diese Entwicklung wird sich bei Zunahme der Marktliberalisierung weiter vollziehen.

An Stelle einer ungezielten Globalförderung nahezu aller landwirtschaftlich genutzten Flächen

über Direktzahlungen und Preisstützung wird eine gezielte, standortspezifische Förderung an

Bedeutung gewinnen. Auswirkungen, wie z. B. das Brachfallen auf marginalen Standorten,

müssen vor dem Hintergrund umweltpolitischer Ziele bewertet werden, um gegebenenfalls die

gezielte Nutzung bzw. Pflege zu honorieren (Gay et al. 2003, Breustedt 2003, Holm-Müller &

Witzke 2002, SRU 2004). Die finanzielle Bedeutung der Agrarumweltmaßnahmen für die

Landwirte wird im Durchschnitt der Betriebe im Vergleich zur eigentlichen landwirtschaftlichen

Produktion und im Vergleich zu den sonstigen Stützungen mittelfristig weiterhin eher eine

untergeordnete Rolle spielen, für bestimmte Landwirte jedoch hohe Bedeutung haben.

Die Diskussion um cross compliance-Regelungen zeigt, wie schwierig es sich in der Praxis

gestaltet, Honorierungsinstrumente von Subventionen zu trennen und wie wichtig daher die klare

Definition von Zielen ist, um ein transparentes und stringentes Instrument zur Honorierung

ökologischer Leistungen aufzubauen, das dem internationalen Druck der Marktliberalisierung

auch längerfristig standhalten kann.

174 Kapitel 7

Das Prinzip der Subsidiarität und die Verantwortung für die Ausgestaltung und Umsetzung der

Agrarumweltmaßnahmen auf der angemessenen räumlichen Ebene wird es weiter ermöglichen,

auf standortspezifische Gegebenheiten relativ flexibel einzugehen. Die Vielfalt der Programme

und Maßnahmen (vgl. Tabelle 6) wird sich unter dem Druck der stärkeren Zielausrichtung eher

noch erhöhen.

7.2 Aktuelle Agrarumweltmaßnahmen am Beispiel der deutschen

Agrarumweltprogramme nach VO (EG) 1257/1999

7.2.1 Überblick über aktuellen Anwendungsumfang

Auf schätzungsweise 5 der 17 Mio. ha landwirtschaftlicher Fläche wenden landwirtschaftliche

Betriebe in Deutschland Agrarumweltmaßnahmen an. Im Jahr 2002 wurden

Agrarumweltmaßnahmen in Deutschland von rund 310 000 antragstellenden Landwirten in

einem Umfang von rund 689 Mio. € gefördert. Damit konnten die Maßnahmen im Vergleich

zum Stand von 2000 weiter ausgebaut werden, als zwar 400 000 Anträge gestellt wurden, jedoch

nur ein Fördervolumen von rund 538 Mio. € investiert wurde. Die Mittel entstammen je nach

Maßnahme aus den Haushalten von EU, Bund und Ländern (BMVEL 2004).

Seit Einführung der Agrarumweltmaßnahmen im Jahre 1993 wurden die Flächen bis 1997

ständig ausgeweitet und waren dann leicht rückläufig. Trotz eines Systemwechsels im

Monitoring seit 2001 deutet sich an, dass die in Agrarumweltmaßnahmen einbezogene Fläche

inzwischen wieder deutlich zunimmt (BMVEL 2004).

Der Anwendungsumfang von Agrarumweltprogrammen ist in den 16 Bundesländern sehr

unterschiedlich. Abbildung 31 zeigt die großen Unterschiede auf der Grundlage der

durchschnittlich geplanten Finanzmittel pro Hektar landwirtschaftlicher Fläche (LF) in den

Bundesländern. Neben den Agrarumweltmaßnahmen (AUM) sind die Ausgleichszahlungen in

Natura 2000-Gebieten nach Artikel 16 sowie Projektmittel nach Artikel 33 (z. B. für die Anlage

von Hecken) dargestellt.


Abbildung 31: Geplante jährliche Finanzmittel für die Honorierung ökologischer Leistungen der

Landwirtschaft in den Bundesländern im Planungszeitraum 2004-2006 (eigene Darstellung, Datenquelle: Osterburg & Stratmann 2002)

Es werden z. B. für Agrarumweltmaßnahmen in Bayern (BY), bezogen auf die gesamte LF,

104 € pro Hektar LF eingeplant, während in Mecklenburg-Vorpommern (MV) im

Landesdurchschnitt lediglich 17 € zur Verfügung stehen. Im bundesdeutschen Durchschnitt (D)

ergibt sich daraus, dass pro Hektar LF 44 € für Agrarumweltmaßnahmen nach

VO (EG) 1257/1999 eingeplant werden (Abbildung 31). Die Ungleichverteilung der eingesetzten

Finanzmittel ist nicht durch unterschiedliche Bedarfe, sondern ausschließlich durch die

unterschiedlichen Haushaltslagen in den einzelnen Bundesländern zu erklären (SRU 2004: 254).

Die größte Bedeutung bzgl. des Anwendungsumfangs haben die so genannten horizontalen

Extensivierungsmaßnahmen, wie der Ökologische Landbau und die Förderung der extensiven

Grünlandnutzung (vgl. Abbildung 32).

0

20

40

60

80

100

120

SH NI NW HE RP BW BY SL BB MV SN ST TH D

AUM gesamt (Art. 22 VO (EG) 1257/1999)

naturschutzorientierte AUM (Art. 22 VO (EG) 1257/1999)

Art. 16-Maßnahmen (VO (EG) 1257/1999)

Naturschutzprojekte (Art. 33 VO (EG) 1257/1999)

€/h

a L

F

176 Kapitel 7

Abbildung 32: Entwicklung der Agrarumweltmaßnahmen nach VO 2078/1992 von 1994-1999


Horizontale Agrarumweltmaßnahmen werden ohne Gebietskulisse angeboten, der Mittelabfluss

ist entsprechend hoch. Stärker auf Naturschutzziele orientierte Maßnahmen sind

Programmbestandteil aller Bundesländer außer Berlin. Derartige Maßnahmen unterliegen

meistens einer Gebietskulisse (aktuelle Zusammenstellung der Agrarumweltmaßnahmen der

Länder vgl. Hartmann et al. 2003). In Abbildung 32 wird die Entwicklung der

Agrarumweltmaßnahmen dargestellt und der Unterschied im Anwendungsumfang zwischen den

in der Breite angewendeten horizontalen Maßnahmen und den gezielten Naturschutzmaßnahmen

besonders hervorgehoben. Es wird deutlich, dass 1999 insgesamt zwar ein relativ großer Anteil

der LF mit Agrarumweltmaßnahmen belegt war (40 % des Grünlandes, 12 % des Ackerlandes),

jedoch die gezielten Agrarumweltmaßnahmen auf lediglich 2,3 % der Vertragsfläche relevant

sind (vgl. weiterführende Betrachtungen im Kap. 7.2.2.4).

An dieser grundsätzlichen Situation hat sich auch nach Einführung der neuen Programme nach

VO (EG) 1257/1999 nichts entscheidend geändert, wie anhand der geplanten Mittel für den

anstehenden Zeitraum 2004-2006 aus Abbildung 31 hervorgeht (vgl. Osterburg & Stratmann

2002).

Maßnahmengruppe 1994 1998 1999

Wiesen- und Weideflächen 999 969 1 967 805 1 925 563 = ca. 40 % GLAckerflächen 521 685 1 387 408 1 423 216 = ca. 12 % ALDauerkulturen und Wein 48 293 57 356 59 440Ökologische Anbauverfahren 69 257 360 363 392 296 = ca. 3,2 % LFBesonders naturschutzwürdige Flächen 13 018 81 670 75 024Langfristige Flächenstilllegung (20 Jahre) 203 1 942 2 631Pflege aufgegebener Flächen 1 543 2 421 2 126Traditionelle Landbewirtschaftungsformen 23 351 31 107 28 284Umweltbezogene Grundförderung 2 849 789 1 096 370 836 811Insgesamt 4 527 108 4 986 442 4 745 391

Gezielt naturschutzorientierte Maßnahmen 1999 gesamt:

10.8065 ha = 2,3 % der gesamten Förderflächen





Gezielt naturschutzorientierte Maßnahmen 1999 gesamt:

10.8065 ha = 2,3 % der gesamten Förderflächen

Fläche (ha) unter Agrarumweltmaßnahmen in Deutschland


7.2.2 Analyse der aktuellen Agrarumweltmaßnahmen

Im folgenden Kapitel werden die bestehenden Agrarumweltmaßnahmen systematisiert. Kriterien

dieser Systematisierung sind Betrachtungen zur Verteilung der Eigentumsrechte (Kap. 7.2.2.2),

zur Ermittlung des Preises für die Honorierung (Kap. 7.2.2.3), zum Zielbezug (Kap. 7.2.2.4),

zum Prozess der Entwicklung (Kap. 7.3.2.5) sowie zur Indikatorenart (Kap. 7.2.2.6).

7.2.2.1 Ansatz und Methode

Mit der Systematisierung werden die theoretischen Überlegungen zum Instrument der

Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft (Kap. 4 bis 6) auf die aktuellen

Honorierungsinstrumente angewendet. Eine Klassifizierung in Typen mit geschlossenen

Merkmalsklassen ist dabei nicht möglich. Wie fast immer bei komplexeren Sachverhalten sind

die Übergänge graduell. Von daher werden jeweils die beiden gegensätzlich besprochenen

Kategorien als die beiden Enden einer Achse definiert und es erfolgt eine Verortung der

aktuellen Agrarumweltmaßnahmen auf dieser Achse.

Mit Hilfe der Kriterien und vorhandener Literatur erfolgt eine kritische Diskussion der aktuellen

Agrarumweltmaßnahmen. Datengrundlage bilden die aktuellen Rechtsgrundlagen sowie die

Planungsdokumente zu den Agrarumweltprogrammen der 16 Bundesländer. Darüber hinaus wird

die Analyse durch Daten, die im Rahmen der Halbzeitbewertung des Brandenburger

Agrarumweltprogramms ‚KULAP’ erhoben wurden, untermauert. Eine Befragung von 140

KULAP-Teilnehmern im Rahmen der Halbzeitbewertung (Matzdorf et al. 2003) wurde dazu

genutzt, Landwirte bzgl. ihrer Bereitschaft zur aktiven Teilnahme an der Entwicklung von

Agrarumweltmaßnahmen sowie zu ihrer Bereitschaft bzgl. ergebnisorientierter

Honorierungsansätze zu befragen. Die Ergebnisse dieser Befragung ergänzen die Analyse.

7.2.2.2 Zahlungstyp – Honorierung oder Subvention

Vom konzeptionellen Ansatz kann eine Zuordnung der Agrarumweltmaßnahmen zu den

Honorierungsinstrumenten erfolgen (vgl. Kap. 5.6.2.2, Abbildung 15), das heißt, die Landwirte

erhalten eine Zahlung für den Einsatz individueller Fähigkeiten oder den Verzicht auf ihnen

zugeteilte ökosystemare Fähigkeiten (vgl. zur Unterscheidung individueller und ökosystemarer

Fähigkeiten Kap. 4.1). In der Praxis ist es allerdings weniger eindeutig, ob es sich tatsächlich um

eine Honorierung ökologischer Leistungen handelt oder doch um eine Subvention. Der Grund

dafür liegt in den in vielen Fällen nicht eindeutig verteilten Eigentumsrechten ex ante.

178 Kapitel 7

Tatsächlich werden die Eigentumsrechte in vielen Fällen gerade erst mit der Entwicklung von

Agrarumweltmaßnahmen verteilt. Diese Tatsache wird im Folgenden diskutiert.

Von Subvention wird gesprochen, wenn die Eigentumsrechte, die zur Produktion des

ökologischen Gutes notwendig sind, de jure bei der Gesellschaft liegen. Mit einer Subvention im

hier diskutierten Zusammenhang wird der Landwirt dafür honoriert, dass er seiner

Sozialpflichtigkeit nachkommt (vgl. Abbildung 15 und Erläuterungen in Kap. 5.6.2.2).

In der relevanten Europäischen Verordnung für die aktuellen Agrarumweltmaßnahmen, in der

VO (EG) 1257/1999, gilt als Voraussetzung für die Honorierung, dass die Zahlungen nur für

Leistungen erfolgen dürfen, die „über die gute landwirtschaftliche Praxis im üblichen Sinne

hinausgehen“. Gute landwirtschaftliche Praxis106 im üblichen Sinne ist laut Durchführungs-

verordnung (VO (EG) 445/2002) „der gewöhnliche Standard der Bewirtschaftung, die ein

verantwortungsbewusster Landwirt in der betreffenden Region anwenden würde“. Aus

eigentumsrechtlicher Sicht muss die Gute landwirtschaftliche Praxis die Eigentumsrechte klar

verteilen.

Folgende Probleme treten bei der Abgrenzung der Honorierungswürdigkeit mit Hilfe der

Rechtsfigur Gute fachliche Praxis auf:

Mit der Guten fachlichen Praxis sind selbst innerhalb der Verordnung zwei verschiedene

Funktionen verbunden. Erstens definiert sie die Grenzen für die Honorierungswürdigkeit und

zweitens definiert sie Mindeststandards als Voraussetzung von Zahlungen (vgl. Ausführungen

zur Guten fachlichen Praxis in Anlage A-1 im Anhang). Sie stellt in diesem Sinne die cross

compliance-Regelungen für Agrarumweltmaßnahmen dar (vgl. cross compliance-Regelungen in

Kap. 7.1.4.3). Dieser Doppelfunktion kann der unbestimmte Rechtsbegriff ‚Gute fachliche

Praxis’ kaum gerecht werden.

Abgrenzung der Honorierungswürdigkeit

Die Formulierung ‚über die Gute fachliche Praxis hinaus’ suggeriert ein falsches Bild der

überwiegend vorhandenen Eigentumsrechtslage. Demnach müsste zum Zeitpunkt der

Entwicklung von Agrarumweltmaßnahmen ein zweigeteilter klar begrenzter ‚Eigentumrechts-

raum’ vorliegen. Die Eigentumsrechte sind in diesem Verständnis bereits vollkommen

106 ‚Gute landwirtschaftliche Praxis’ und ‚Gute fachliche Praxis’ werden synonym verwendet.


geschaffen. Es existiert ein ‚Eigentumsrechtsraum’ des Gemeineigentums, definiert durch die

Gute fachliche Praxis und ein ‚Eigentumsrechtsraum’ des Privateigentums, definiert als Rest

‚oberhalb’. Die Visualisierung würde einem Bündel an Eigentumsrechten entsprechen, wobei für

jeden ‚Strang’ (operationalisiert durch Indikatoren, vgl. Kap. 6.3.3) der Anteil an

Sozialpflichtigkeit – also die Gute fachliche Praxis – definiert ist. Tatsächlich gibt es derart

definierte Eigentumsrechte und zwar jeweils dort, wo ordnungsrechtliche Standards festgesetzt

wurden, deren Inhalt auch für Agrarumweltmaßnahmen relevant sein kann. Ein Beispiel dafür im

deutschen Recht sind die in der Düngeverordnung (DüngeVO)107 enthaltenen Standards, die die

Vorschriften des Düngemittelgesetzes DüngeMG operationalisieren. So sind hier eindeutige

Standards für die maximal einzusetzenden Stickstoffmengen pro Hektar definiert. Diese liegen

für Ackerland bei 170 kg/ha und Jahr und bei Grünland bei 210 kg/ha und Jahr108. Wenn für die

Produktion von ökologischen Gütern, z. B. bestimmte artenreiche mesophile Grünlandgesell-

schaften, eine Düngerreduzierung notwendig ist, stellt die Produktion dieser

Grünlandgesellschaft eine honorierungswürdige ökologische Leistung dar. Die Eigentumsrechte

sind bzgl. des durchschnittlichen Umfangs an Stickstoffdünger mit Hilfe des Indikators kg

N/ha/Jahr und den ‚Grenzwerten’ eindeutig normiert (vgl. dazu Anforderung der Normierbarkeit

an Indikatoren in Kap. 6.3.4.4).

In praxi existiert für die meisten relevanten Bereiche keine derartige Eigentumsrechtslage und

zwar aus zwei Gründen. Zum einen werden Honorierungsinstrumente dort eingesetzt, wo aktuell

Knappheiten auftreten, der Handlungsbedarf also erst aktuell entstanden ist. Zum anderen erfolgt

gerade im Umweltbereich eine ‚Schaffung’ von Gemeineigentum über Ordnungsrecht mit Hilfe

von unbestimmten Rechtsbegriffen, wie bereits diskutiert (vgl. Kap. 6.1). Die unbestimmten

Rechtsbegriffe können aus eigentumsrechtlicher Sicht nicht nur ein Mittel sein, um einer

Einzelfallgerechtigkeit Genüge zu tun, sondern vielmehr als ein Mittel angesehen werden, um in

Zeiten des institutionellen Wandels (z. B. aufgrund von sich ändernden Knappheiten,

Gerechtigkeitsvorstellungen, wissenschaftlichen Erkenntnissen) handlungsfähig zu sein und zu

bleiben. In diesem Verständnis sind mit unbestimmten Rechtsbegriffen noch keine

durchsetzungsfähigen Eigentumsrechte geschaffen, sondern der Rechtsrahmen für die

Einzelfallentscheidung vorgegeben. Die Schaffung und Durchsetzung von Eigentumsrechten

erfolgt im Zuge der Einzelfallentscheidung durch die Verwaltung und ist im ordnungsrechtlichen

Bereich gerichtlich überprüfbar.

107 Düngeverordnung vom 26. Januar 1996, BGBl 1996, S. 118. 108 kg N pro Hektar und Jahr ist der Indikator, 170 kg N pro Hektar und Jahr ist der Standard.

180 Kapitel 7

Im Prinzip stellt die Entwicklung von Agrarumweltmaßnahmen ein Bündel an Einzelfällen dar.

Einzelfall bedeutet, dass, jeweils ausgehend von knappen ökologischen Gütern, die relevanten

ökosystemaren Fähigkeiten, die zur Produktion dieser Güter notwendig sind, zu identifizieren

und zu operationalisieren (Indikatorenentwicklung) sind. Auf der Grundlage relevanter

ordnungsrechtlicher Vorgaben (zum Teil mit Hilfe unbestimmter Rechtsbegriffe definiert) sind

danach bereits bestehende Gemeinschaftsrechte an den relevanten ökosystemaren Fähigkeiten zu

normieren. Ein derartiges Vorgehen ist jeweils in den Fällen angesagt, in denen die

ordnungsrechtlichen Auflagen auf dieselben Knappheiten abzielen wie die möglichen

Agrarumweltmaßnahmen. In den anderen Fällen erfolgt im Zuge der Instrumentierung der

Honorierung ökologischer Leistungen die Schaffung und Durchsetzung von Eigentumsrechten.

Das Resultat dieses Prozesses würde dann erst der Strang an klar definierten Eigentumsrechten

sein, der nach dem obigen Verständnis bereits ex ante vorliegt. „Die theoretischen Grundlagen

(Coase) für Kompensationen109, die einen institutionellen Wandel ankündigen, sind zu erweitern.

Es ist nicht so, dass die Nutzungs- und Eigentumsrechte bereits geregelt sein müssen, damit

Kompensationen gesprochen werden können, sondern mit neuen Kompensationen werden die

Nutzungs- und Verfügungsrechte implizit neu definiert, d. h. über die Einführung der

Kompensation können Rechtstitel neu verteilt werden. ... Institutionenökonomisch können darum

Kompensationen als Gradmesser für den institutionellen Wandel verstanden werden“ (Kissling-

Näf 2000: 19).

Wenn jedoch geschlussfolgert wird, dass mit der Honorierung die Zuteilung von

Eigentumsrechten verbunden ist, muss der Prozess der Institutionenbildung dem damit

verbundenen Anspruch an demokratischer Legitimation gerecht werden. Eine Abgrenzung von

Subvention und Honorierung ist ansonsten, gerade unter den teilweise offen definierten

Eigentumsverhältnissen, nicht möglich.

Vor allem in diesem Punkt zeigen sich aktuell große Schwächen. Den Ansprüchen an

Institutionenbildung wird der Prozess der Aufstellung von Agrarumweltprogrammen nicht

gerecht. Vielmehr handelt es sich um eine fast ausschließlich behördeninterne Festlegung, die

wesentlich von Einzelpersonen in den zuständigen Fachbehörden bestimmt wird. Es gibt zwar in

gewisser Weise Beteiligungsverfahren (vgl. die aktuellen Berichte zur Halbzeitbewertung der

EPLR), jedoch kein formalisiertes Beteiligungsverfahren, das eine juristische Überprüfbarkeit

109 Im Beitrag wird „etwas salopp formuliert“, dass mit Kompensationen „für etwas eine Entschädigung gezahlt wird, was nicht mehr so ist, wie es war oder so bleiben soll wie es ist“ (Kissling-Näf 2000: 2 f.). Unter Kompensationen werden hier also alle positiven ökonomischen Anreize subsummiert.


beinhalten würde, wie es z. B. im deutschen Bauplanungsrecht geregelt ist. Tatsächlich scheint

hier der größte Handlungsbedarf zu liegen. Wenn die Entwicklung von Instrumenten zur

Honorierung ökologischer Leistungen als Zuteilung von Eigentumsrechten verstanden wird,

muss dieser Prozess auch den dafür notwendigen demokratischen Legitimationsprozess

durchlaufen.

Aktuell wird dieser Prozess der Institutionenbildung im Rahmen der Instrumentierung

vollkommen unterbewertet. Es erfolgt weder eine systematische Berücksichtigung und

Normierung der relevanten Rechtsvorschriften für den Einzelfall noch ein für diese

Anforderungen legitimierter Prozess. Tatsächlich kann dies unter den gegebenen

Rahmenbedingungen auch kaum bewältigt werden, und einer klassischen Einzelfallprüfung sind

unter Berücksichtigung der Transaktionskosten Grenzen gesetzt. Zu hohe Anforderungen

würden dazu führen, dass in vielen Fällen ein Austausch von Eigentumsrechten aufgrund der

beträchtlichen Transaktionskosten nicht stattfinden würde. Nicht zuletzt dürfte unter

Berücksichtigung der Erkenntnisse der Politischen Ökonomie klar sein, dass Situationen, in

denen es direkt um die Schaffung von Voraussetzungen für mögliche Zuwendungen geht, relativ

ungeeignet sind, Standards des Gemeineigentums zu normieren, die dann den Zugang zu

Zahlungen versperren.

So ist es nicht verwunderlich, dass in den Entwicklungsplänen für den ländlichen Raum (EPLR)

und den dort enthaltenen Agrarumweltprogrammen der Bundesländer keine ‚situationsbedingte’

Normierung von ordnungsrechtlichen Vorgaben zur Guten fachlichen Praxis vorgenommen

wurde. Zweckmäßig wäre dies z. B. bei § 17 BBodSchG (vgl. Ausführungen zur Guten

fachlichen Praxis im Anhang, Anlage A-1). Die Zielsetzung dieses Paragraphen ist identisch mit

vielen Agrarumweltmaßnahmen (Linderung der gleichen Knappheiten). Hier wäre also im

Einzelfall zu prüfen, wieweit die Sozialpflichtigkeit laut § 17 BBodSchG reicht. Tatsächlich

erfolgte dies in keinem EPLR. Dies ist auch künftig unter den gegebenen Rahmenbedingungen

nicht zu erwarten.

182 Kapitel 7

Gute fachliche Praxis als Mindeststandard (cross compliance-Regelungen)

Zusätzlich erschwerend wirkt, dass die Gute fachliche Praxis neben der Grenze der

Honorierungswürdigkeit auch noch Mindestanforderungen darstellt, die die Landwirte erfüllen

müssen, um überhaupt an Agrarumweltmaßnahmen teilnehmen und in den Genuss von

Ausgleichszulagen für benachteiligte Gebiete kommen zu können (vgl. Anlage A-1 im Anhang).

Sie stellen also die cross compliance-Regelungen für diese Maßnahmen dar (vgl. Kap. 7.1.4.3).

Als derartige Maßnahmen werden noch einmal besonders hohe Anforderungen an die

Formulierbarkeit (vgl. Kap. 6.3.4.5), die praktische Erhebbarkeit und Überprüfbarkeit gestellt

(vgl. Kap. 6.3.4.6).

Die EU verlangt von den Mitgliedsländern im Rahmen der Pläne zur Entwicklung des ländlichen

Raums (EPLR) eine nähere Bestimmung der Guten landwirtschaftliche Praxis und insbesondere

eine Umformung in überprüfbare Standards (Art. 29 der VO (EG) 445/2002). Materieller

Mindestgehalt dieser Standards ist gemäß Artikel 29 der VO (EG) 445/2002 die Einhaltung von

verpflichtenden allgemeinen Umweltauflagen. Wie bei der Prüfung der Einhaltung der

Fördervoraussetzungen für die Agrarumweltmaßnahmen selbst, müssen die Kriterien der Guten

fachlichen Praxis im Sinne der Mindeststandards bei 5 % der Teilnehmer im Rahmen einer Vor-

Ort-Kontrolle überprüft werden (vgl. Anlage A-2 im Anhang).

Es ist illusorisch, zu erwarten, dass die Exekutive beim Aufstellen der Pläne zur ländlichen

Entwicklung eine Standardisierung vollbringt, die zuvor im Rahmen des

Gesetzgebungsverfahrens und der Auflegung von Durchführungsverordnungen nicht

stattgefunden hat, zumal hierbei eine routinemäßige Überprüfung finanzierbar sein muss.

Die EPLR werden auf Landesebene aufgelegt. Prinzipiell wäre es möglich, die Standards z. B.

räumlich differenziert festzulegen, um die räumliche Äquivalenz (vgl. Kap. 6.3.4.1) zu

ermöglichen. Auf der einen Seite kann das Argument der Transaktionskosten einer derart

regionalisierten Standardisierung entgegenstehen. Aktuell entscheidend ist jedoch, dass regional

differenzierte Standards im politischen Raum nicht durchsetzbar sind. Vielmehr wird politisch

eine Gleichbehandlung der Landwirte bei den Anforderungen der Guten fachlichen Praxis

angestrebt. Dieser Widerspruch, die zu berücksichtigende Standortabhängigkeit im Zuge der

Entwicklung und Normierung der Indikatoren auf der einen Seite und die verteilungspolitischen

Überlegungen der ‚Gleichbehandlung der Landwirte’ auf der anderen Seite, ist nicht

befriedigend auflösbar. Der Aspekt der ‚Gleichbehandlung’ muss auch vor dem Hintergrund

gesehen werden, dass bisher Landwirte, die ‚nur’ Direktzahlungen erhalten, keinerlei Standards


als Voraussetzung einhalten müssen. Damit werden von Landwirten in benachteiligten Gebieten

bzw. denen, die bereit sind, Agrarumweltmaßnahmen anzuwenden, höhere Kontrollauflagen

gegenüber der breiten Masse an Landwirten abverlangt. Unter diesen Bedingungen nun noch

besonders hohe Hürden aufzubauen, dürft wenig zielführend sein. Hinzu kommt, dass gemäß

Artikel 19 der Durchführungsverordnung (VO (EG) 445/2002) die Einhaltung der Guten

fachlichen Praxis im gesamten Betrieb eine Voraussetzung für die Zahlung von Beihilfen für

Agrarumweltmaßnahmen auf einer Teilfläche ist. Diese Voraussetzung verdeutlicht, dass die

Indikatoren, die für die Standardisierung des Begriffs der Guten fachlichen Praxis genutzt

werden, sich auf den Gesamtbetrieb beziehen müssen.

Diese Rahmenbedingungen führten in Deutschland dazu, dass sich die Länderarbeitsgemein-

schaft auf eine deutschlandweit einheitliche indikatorische Überprüfung der Guten fachlichen

Praxis als Fördervoraussetzung für Agrarumweltmaßnahmen und Ausgleichszulagen geeinigt hat

und darüber hinaus auf bestehendes Ordnungsrecht und deren Sanktion verweist (Ausführungen

zur Guten fachlichen Praxis in Anlage A-1 im Anhang).

Mit Hilfe derartiger Standards mag es möglich sein, Ordnungsrecht besser zu vollziehen, da ein

zusätzlicher finanzieller Anreiz besteht. Hilfreich für die Abgrenzung der Honorierungswürdig-

keit sind diese Standards nicht, obwohl dies durch die Mehrfachfunktion des Begriffs Gute

fachliche Praxis suggeriert wird.

Schlussfolgerung

Die Diskussion zur Guten fachlichen Praxis zeigt, wie schwierig eine Einordnung der

Agrarumweltmaßnahmen bzgl. der Aussage ‚Honorierung’ oder ‚Subvention’ in der Praxis ist.

Dem komplexen Prozess der Schaffung und Durchsetzung von Eigentumsrechten kann nur mit

einem möglichst hohen Maß an Transparenz im Zuge der Institutionenbildung und geeigneten

demokratischen Strukturen begegnet werden. Die aktuelle Vorgehensweise (vgl. Ausführungen

in den Planungsdokumenten und den Berichten zur Halbzeitbewertung der EPLR) zeigt hier

hohen Handlungsbedarf auf. Vor diesem Hintergrund werden die Agrarumweltmaßnahmen auf

einer Achse von Subvention auf der einen Seite und Honorierung auf der anderen Seite zwar

eher der Honorierung zugeordnet, jedoch kann keine eindeutige Zuordnung erfolgen (vgl.

Abbildung 33).

184 Kapitel 7

Abbildung 33: Typisierung der aktuellen Agrarumweltmaßnahmen (AUM) als Subvention oder Honorierung

auf der Grundlage der Verteilung der Eigentumsrechte (Subvention = Eigentumsrechte nicht beim Leistungserbringer; Honorierung = Eigentumsrechte beim Leistungserbringer)

7.2.2.3 Preistyp – Kosten oder Nutzen

Die Preise für ökologische Leistungen werden bisher durch die Nachfrager nach ökologischen

Gütern bestimmt110. Die Vorgaben zur Preisermittlung für Agrarumweltmaßnahmen im Rahmen

der VO (EG) 1257/1999 sind relativ eindeutig. Die Ermittlung hat auf der Grundlage der Kosten

zu erfolgen, die bei der Produktion entstehen. Dabei ist ein Spielraum von 20 % Anreiz erlaubt.

Bedeutsam für die Ermittlung des Preises ist darüber hinaus, dass keine investiven Maßnahmen

in die Kostenkalkulation mit einberechnet werden dürfen. Mit der Orientierung an den Kosten

soll ausgeschlossen werden, dass Landwirte eine Rente im Zusammenhang mit der Honorierung

dieser Leistungen erzielen (vgl. rechtliche Grundlagen Kap. 7.1.2.2). Auch diese Vorgaben sind

wiederum im Zusammenhang mit internationalen Verhandlungen im Rahmen der WTO zu sehen

(Vorgaben für die ‚green box-Maßnahmen’ vgl. Kap. 7.1.1).

Diese Vorgaben zu Gunsten einer Orientierung an den Kosten können wenig zu einer

innovativen Weiterentwicklung der Maßnahmen beitragen, da so einer Auseinandersetzung mit

dem tatsächlichen Nutzen der Maßnahmen kein Vorschub geleistet wird. Der Nutzen, also das

Ziel der Maßnahmen, kann ausgeblendet werden. Die Handhabung der Kalkulation führt

außerdem zu einer standortabhängigen Attraktivität der Maßnahmen, die nicht in jedem Fall die

Effektivität der Maßnahmen erhöht. So werden für ein ganzes Bundesland, für den gesamten

Geltungsbereich des Agrarumweltprogramms, durchschnittliche Prämien auf der Grundlage der

110 Der Staat als Stellvertreter der gesellschaftlichen Nachfrager bestimmt den Preis. Eine Diskussion über die Möglichkeit von Angebotspreisen soll an dieser Stelle nicht geführt werden. Die prinzipielle Möglichkeit, aber auch die damit verbundenen Schwierigkeiten bzgl. von Angebotspreisen werden z. B. für Bieterverfahren in Latacz-Lohmann & Hamsvoort (1997) und Holm-Müller et al. (2002) diskutiert.

Subvention HonorierungAUM


entstehenden Kosten ermittelt. Bei Extensivierungsmaßnahmen, bei denen mit den Agrarumwelt-

maßnahmen in jedem Fall Einkommensverluste verbunden sind, sind diese natürlich in hohem

Maße standortabhängig. Gerade auf produktiven Standorten sind umweltentlastende Maßnahmen

oft wenig attraktiv. Dies bestätigen Untersuchungen zur Akzeptanz von

Agrarumweltmaßnahmen z. B. Schramek et al. (1999a), Schramek et al. (1999b), COM (1998),.

Osterburg et al. (1997), Zeddies & Doluschitz (1996).

Trotz der Orientierung an den Kosten ist jedoch ein relativ breiter Spielraum für die Verwaltung

gegeben, der auch von der EU-Kommission akzeptiert wird. Ein Blick auf ausgewählte

Agrarumweltmaßnahmen zweier benachbarter Bundesländer, Brandenburg und Sachsen, zeigt in

Tabelle 8, wie sehr die ermittelten und durch die Kommission genehmigten Prämien für ähnliche

Agrarumweltmaßnahmen voneinander abweichen können.

Tabelle 8: Prämienhöhe für ausgewählte Agrarumweltmaßnahmen (2002) in Brandenburg und Sachsen

Prämienhöhe in €/ha und Jahr Agrarumweltmaßnahmen

Brandenburg Sachsen

Ökologischer Landbau Ackerland/Grünland

150/130 230/244

Extensive Grünlandnutzung 130 153

Beweidung Trockenrasen/Heiden (Schafhutung)

105 410

Umwandlung Ackerland in Grünland

255 360-450

Die Abweichungen betragen bis zu 400 %. Der Preis für die Leistung ist selbstverständlich eines

der entscheidenden Kriterien für die Teilnahme der Landwirte an Agrarumweltmaßnahmen (vgl.

Tabelle A-2 im Anhang). So führte z. B. die niedrige Prämie (105 €) der Maßnahme ‚Beweidung

Trockenrasen/Heiden’ (Schafweide) in Brandenburg (vgl. Tabelle 8) zu einer geringen

Akzeptanz dieser Maßnahme (Matzdorf et al. 2003). Aufgrund einer neuen Kalkulation wurde

die Prämienhöhe verdoppelt. Die Entscheidungsträger sind, sofern der Haushalt es zulässt,

relativ flexibel in der Prämiengestaltung und können so die Attraktivität bestimmter Maßnahmen

entsprechend auftretender Knappheiten steuern. Diese Flexibilität sollte unbedingt erhalten

bleiben, auch um besonderen Knappheiten mit einem hohen Angebot an Leistungen (Akzeptanz)

begegnen zu können. Aus Rücksicht auf die internationalen Rahmenbedingungen (vgl. OECD

186 Kapitel 7

2001c), aber auch aufgrund der methodischen Probleme der Monetarisierung von Nutzen111 ist

mittelfristig eine Orientierung an den Kosten eher zweckdienlich. Bei entsprechender Flexibilität

ist dies auch für ergebnisorientierte Honorierung möglich. Prinzipiell sollte die Orientierung an

den Kosten kein Hinderungsgrund für eine ergebnisorientierte Honorierung sein (vgl. Kap. 8).

Zusammenfassend kann festgestellt werden, dass die aktuellen Preise für die Honorierung durch

die Nachfrage bestimmt sind und sich an den entstehenden Produktionskosten orientieren.

Aufgrund möglicher Anreize über die Produktionskosten hinaus (20 %), aber auch aufgrund der

relativ flexiblen Handhabung kann nicht von einer reinen Kostenorientierung die Rede sein (vgl.

Abbildung 34).

Abbildung 34: Typisierung der aktuellen Agrarumweltmaßnahmen im Hinblick auf die Art der Ermittlung

des Preises

7.2.2.4 Strategietyp – Umweltzielorientierte Strategie oder Minimierungsstrategie

In Kapitel 6.1 und 6.2 wurde die Bedeutung der umweltzielorientierten Strategie für rationales

Handeln ausführlich diskutiert. Es wurde jedoch auch darauf hingewiesen, dass in der Praxis in

vielen Fällen der Ansatz der Minimierungsstrategie verfolgt wird, obwohl diese für die

Honorierung ökologischer Leistungen als ein positives ökonomisches Anreizinstrument als nicht

geeignet bewertet wurde (vgl. Kap. 6.2.2).

Die VO (EG) 1257/1999 gibt mit ihren Zielsetzungen für Agrarumweltmaßnahmen (vgl. 7.1.2.2)

bereits Hinweise darauf, inwieweit tatsächlich eine umweltzielorientierte Strategie mit den

Agrarumweltmaßnahmen verfolgt werden muss. Neben klar an Umweltzielen ausgerichteten

Vorgaben (vgl. S. 160) ist als separates Ziel im Artikel 22 VO (EG) 1257/1999 benannt: „... eine

umweltfreundliche Extensivierung der Landwirtschaft und eine Weidewirtschaft geringer

111 vgl. zu den Methoden z. B. Pommerehne & Roemer 1992, weitere Angaben vgl. Kap. 4.1

Kostentyp NutzentypAUM


Intensität zu fördern“. Eine derartige Zielsetzung hebt die Extensivierung von der Mittel- auf die

Zielebene und öffnet die Tür für die Minimierungsstrategie.

Breite, horizontale (nicht räumlich begrenzte) Extensivierungsmaßnahmen finden sich in allen

Agrarumweltprogrammen der Bundesländer zumindest im Bereich des Grünlandes wieder (vgl.

im Überblick Hartmann et al. 2003, Berichte zur Halbzeitbewertung der EPLR) und spielen auch

auf gesamteuropäischer Ebene eine bedeutende Rolle (vgl. Schramek et al. 1999a, Deblitz 1999,

COM 1998). Im Anhang sind die Agrarumweltmaßnahmen von Brandenburg als ein Beispiel für

die Ausgestaltung aufgeführt (vgl. Tabelle A-5 im Anhang). In vielen Fällen nehmen

Extensivierungsmaßnahmen den Hauptteil der Förderflächen ein (vgl. Berichte zur

Halbzeitbewertung der EPLR). Horizontale Extensivierungsmaßnahmen müssen nicht in jedem

Fall der Minimierungsstrategie zugeordnet werden. Tatsächlich zeigen jedoch die historische

Entwicklung und die Planungsdokumente (EPLR), dass mit den Extensivierungsmaßnahmen

teilweise keine konkreten Umweltziele verknüpft sind, in jedem Fall nicht in der Art, dass die

Extensivierungsmaßnahmen auch nur annähernd mit ihnen zugeordneten Umweltzielen in einer

Indikator-Indikandum-Beziehung stehen und den Anforderungen von Maßnahmen-Indikatoren

für die Umweltziele gerecht werden (vgl. Kap. 6.3.2 - 6.3.4).

In Tabelle A-6 im Anhang ist am Beispiel der Agrarumweltmaßnahmen des Bundeslandes

Brandenburg der flächenhafte Förderumfang der Agrarumweltmaßnahmen von 1994-2002

aufgeführt. Dabei zeigt sich, dass horizontale Extensivierungsmaßnahmen von Anfang an

überwogen haben. In Abbildung 35 ist das Verhältnis von eher umweltzielorientierten

Agrarumweltmaßnahmen zu Extensivierungsmaßnahmen in Brandenburg über einen Zeitraum

von 9 Jahren graphisch dargestellt. Hervorgehoben ist dabei der Wechsel der Zielsetzungen der

Agrarumweltmaßnahmen durch VO (EG) 1257/1999. Eine genaue Maßnahmenbeschreibung ist

der Tabelle A-5 im Anhang zu entnehmen.

188 Kapitel 7

Abbildung 35: Verhältnis von umweltzielorientierten Agrarumweltmaßnahmen zu Extensivierungs-

maßnahmen in Brandenburg (eigene Berechnung, Datenquelle: Auszahlungsdaten des LVL in Matzdorf et al. 2003)

An dem Verhältnis von breiten Extensivierungsmaßnahmen zu zielorientierten

Agrarumweltmaßnahmen hat sich im Verlauf der bisherigen Anwendung von

Agrarumweltmaßnahmen nichts geändert. Dies ist vor allen Dingen vor dem Hintergrund

kritisch zu diskutieren, dass bis zur VO (EG) 1257/1999 mit Agrarumweltmaßnahmen neben den

Umweltwirkungen immer das Ziel der Marktentlastung durch Extensivierung stand (nach

VO (EWG) 2078/1992), hierbei also ganz eindeutig ein Fokus auf der Minimierung lag, jedoch

mit dem übergeordneten Ziel der Marktentlastung.

In der VO (EG) 1257/1999 ist neben umweltzielorientierten Ansätzen eine Extensivierung im

Sinne der Minimierungsstrategie übrig geblieben (s.o.), also Minimierung ohne übergeordneten

operationalisierten Zielbezug. Die Konsequenzen bestätigen die mit einer derartigen Strategie

verbundenen Probleme. Es wurden nahezu alle Maßnahmen, die unter der alten Verordnung

Verhältnis von Extensivierungsmaßnahmen zu

stärker zielorientierten Agrarumweltmaßnahmen

in Brandenburg

0

50

100

150

200

250

300

350

400

1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002

Flä

chen

um

fang

in T

ausend

ha

zielorientierte Agrarumweltmaßnahmen

Extensivierungsmaßnahmen

VO (EG) 1257/1999


(VO (EWG) 2078/1992) aufgelegt wurden, weiterhin angeboten112 und, was kritisch zu sehen ist,

es bestand keine Notwendigkeit und kein Anreiz für die verantwortliche Administration, sich

über die konkreten Umweltziele, die mit den Agrarumweltmaßnahmen angestrebt werden

sollten, auseinander zu setzen. Fehlt eine derartige Auseinandersetzung, werden Überlegungen

zur räumlichen und zeitlichen Äquivalenz sowie der Validität bzw. Problemäquivalenz nicht

angestellt.

Diese Einschätzung bestätigen Ergebnisse zur räumlichen Äquivalenz horizontaler Maßnahmen,

die im Rahmen der Halbzeitbewertung des Brandenburger Agrarumweltprogramms ermittelt

wurden. Ein Beispiel aus dieser Halbzeitbewertung ist die Ausgestaltung der

erosionsmindernden Maßnahmen. Maßnahmen, die überwiegend dem Erosionsschutz dienen

sollen, werden für alle Landwirte angeboten, unabhängig der Standortverhältnisse. Das Ergebnis

ist, dass weniger als 50 % dieser Maßnahmen tatsächlich in erosionsgefährdeten Gebieten

stattfinden, wobei der Anteil von AUM in mäßig bis sehr stark gefährdeten Gebieten abnimmt

(vgl. Abbildung 36). Die Auswertung ergab, dass auf lediglich 2,9 % der etwa 375.000 ha

winderosionsgefährdeten Fläche Agrarumweltmaßnahmen zur Verringerung der Erosion

durchgeführt wurden (vgl. Abbildung 37).

112 Einzig die so genannte ‚Grundförderung’ in Bayern und Sachsen wurde nicht mehr angeboten.

190 Kapitel 7

Abbildung 36: Anteil der erosionsmindernden Agrarumweltmaßnahmen (AUM) in Brandenburg auf

erosionsgefährdeten Flächen (eigene Darstellung, Datenquelle: Matzdorf et al. 2003)

Abbildung 37: Erosionsmindernde Agrarumweltmaßnahmen in Brandenburg in und außerhalb von

erosionsgefährdeten Gebieten (Quelle: Matzdorf et al. 2003, leicht verändert)

Anteil erosionsmindernder AUM in Brandenburg auf

erosionsgefährdeten Standorten

0%

20%

40%

60%

80%

100%

2000/2001 2001/2002

davon auf mäßigerosionsgefährdetenFlächen

davon auf starkerosionsgefährdetenFlächen

davon auf sehr starkerosionsgefährdetenFlächen

erosionsmindernde AUM

11978,972310691,0678

364687,9622

906477,372

Flächen mit erhöhtem Winderosionsgefährdungspotenzial

Flächen ohne erhöhtes Winderosionsgefährdungspotenzial

relevante AUM

Erosionsmindernde Agrarumweltmaßnahmen (ha) in und außerhalb der

winderosionsgefährdeten Gebiete in Brandenburg (2001/2002)


Diese Ergebnisse werden auch durch Daten zur räumlichen Äquivalenz von

Extensivierungsmaßnahmen gegenüber anderen ökologischen Gütern (z.B. Artenvielfalt,

Landschaftsvielfalt) bestätigt (vgl. Matzdorf et al. 2003). Gerade bei den horizontalen

Grünlandextensivierungsmaßnahmen wird deutlich, dass mit zunehmendem politischen Druck

zur Herstellung eines Zielbezuges der Maßnahmen ab 2000 u.U. verschiedene

Umweltzielbezüge konstruiert wurden, die Maßnahmen jedoch den Anforderungen an

Indikatoren für diese Ziele (vgl. Kap. 6.3.2 - 6.3.4) in keiner Weise gerecht werden (Ziele haben

‚Alibifunktion’). Derartige Maßnahmen sind weiterhin der Minimierungsstrategie zuzuordnen,

sofern ersichtlich ist, dass fehlende Validität sowie fehlende Raum-, Problem- und

Zeitäquivalenz keiner bewussten Entscheidung aufgrund der Transaktionskosten entspringt.

Die Halbzeitbewertungen der Agrarumweltmaßnahmen brachten das Problem des fehlenden

Zielbezuges einiger Maßnahmen zu Tage. Bewertung von Agrarumweltmaßnahmen erfordert die

Überprüfung der Indikator-Indikandum-Beziehung und verlangt eine differenzierte Verknüpfung

der Maßnahmen mit den Zielen (vgl. z. B. Matzdorf & Piorr 2003). Erstmals wurden im Zuge

dieser Bewertungen auch auf der politischen Entscheidungsebene eine strukturierte

Auseinandersetzung mit den Umweltzielen der Maßnahmen und die in Kapitel 6.3.4.7

beschriebenen Lernprozesse in Gang gesetzt. Diese Erfahrungen wurden von vielen der mit der

Evaluierung beschäftigten Forschungseinrichtungen geäußert113.

Die Agrarumweltprogramme in Deutschland, und natürlich umso mehr im europäischen

Maßstab, sind sehr heterogen. Trotzdem kann zusammenfassend festgestellt werden, dass

horizontale Extensivierungsmaßnahmen eine sehr bedeutende Rolle innehaben. In vielen Fällen

fehlt bisher ein klarer Bezug auf die mit diesen Maßnahmen verbundenen konkreten

Zielsetzungen. Diese sind Voraussetzung für den ökonomisch gesteuerten Tausch von

Eigentumsrechten. Es kann sich durchaus erweisen, dass horizontale Maßnahmen unter

Berücksichtigung der Transaktionskosten effizient sind, indem diese zwar eine geringere

Effektivität bezogen auf einzelne ökologische Güter haben, mit ihnen jedoch mehrere Ziele

kostengünstig erreicht werden (positiver ‚Gießkanneneffekt’). Entscheidend ist, dass die

rationale Entscheidung für den positiven ‚Gießkanneneffekt’ aktuell in vielen Fällen nicht die

Voraussetzung für das Angebot der horizontalen Maßnahmen war. Bezüglich der aktuellen

113 Es fanden mehrmalige Treffen der EvaluatorInnen während der Bewertung und ein ex post-Erfahrungsaustausch im Rahmen eines Workshops an der FAL zum Thema: „Zwischenbewertung der Programme zur Entwicklung des ländlichen Raumes nach VO (EG) Nr. 1257/1999 – Erfahrungsaustausch und Verbesserungsansätze“ (vgl. FAL 2004) statt.

192 Kapitel 7

Agrarumweltmaßnahmen kann festgestellt werden, dass diese zu einem erheblichen Teil der

Minimierungsstrategie zugeordnet werden müssen (vgl. auch SRU 2004114). Innovative Ansätze

entwickeln sich unter der Minimierungsstrategie kaum, versteckte Distributionskriterien sind für

die Gesellschaft nicht aufzudecken, die Maßnahmen sind einer Kritik entzogen.

Derartige Maßnahmen würden mit hoher Wahrscheinlichkeit noch nicht einmal die künftigen

Voraussetzungen der ‚green box-Maßnahmen’ erfüllen (vgl. WTO-Verhandlungen Kap. 7.1.1,

vgl. zu dieser Einschätzung auch SRU 2004: 205 f.). Bei vielen der Extensivierungsmaßnahmen

kann jedoch ein Zielbezug hergestellt werden, der dann zu einer Weiterentwicklung der

Maßnahmen führen wird und diese evaluierbar macht. Ein erster entscheidender Schritt erfolgte

im Rahmen der Halbzeitbewertungen, die seit Ende 2003 für alle EU-Staaten vorliegen. Vor dem

Hintergrund dieser Gesamtstudien werden die aktuellen Agrarumweltmaßnahmen auf einer

Skala von Minimierungsstrategie auf der einen Seite und umweltzielorientierter Strategie auf der

anderen Seite aktuell als ungefähr in der Mitte stehend bewertet (vgl. Abbildung 38).

Abbildung 38: Typisierung der aktuellen Agrarumweltmaßnahmen (AUM) im Hinblick auf ihren Zielbezug

7.2.2.5 Rationalisierungstyp – Top down- oder Bottom up-Prozess

Wenn man sich vergegenwärtigt, dass im Zuge der Honorierung ökologischer Leistungen

durchsetzungsfähige Eigentumsrechte geschaffen werden, gewinnt der Prozess der

instrumentellen Ausgestaltung an Bedeutung (vgl. Kap. 7.2.2.2). Wer entscheidet demnach auf

welcher Grundlage, welche ökologischen Güter knapp sind und daher knappe Mittel zur

Honorierung ökologischer Leistungen für die Produktion dieser Güter eingesetzt werden?

114 „Insbesondere bei den nicht naturschutzorientierten Maßnahmen sind die Auflagen vielfach nicht ausreichend an den erwünschten Umweltwirkungen orientiert und es fehlt bei den meisten Maßnahmen der notwendige Bezug zu einem Handlungsbedarf (z. B. aufgrund standörtlicher Empfindlichkeiten)“ (SRU 2004: 205 f.).

Minimierungs-strategie

Umweltziel-orientierte

Strategie

AUM


Aktuell obliegt es den für die Aufstellung der Pläne zur ländlichen Entwicklung (vgl. Kap.

7.1.2.1) zuständigen Verwaltungsbehörden. Dabei erfolgt auf verschiedenen inhaltlichen und

strukturellen Ebenen eine Koordination. Inhaltlich werden die relevanten Behörden mit

einbezogen (vor allen Dingen Umweltverwaltung), strukturell findet eine Koordination zwischen

den Ländern und der EU sowie dem Bund statt. In allen Ländern wurden in irgendeiner Form die

so genannten Wirtschafts- und Sozialpartner eingebunden. Hierbei gab es z. B. Anhörungen der

Landesbauernverbände oder der Naturschutzverbände (vgl. Matzdorf & Piorr 2003). Ebenfalls

waren wissenschaftliche Einrichtungen beratend tätig. Ein formalisiertes Beteiligungsverfahren,

wie im Rahmen der Beteiligung der Träger öffentlicher Belange in der Raumordnungsplanung

oder Landschaftsplanung und die damit verbundene Möglichkeit einer gerichtlichen

Überprüfbarkeit von Vorschlägen und Einwänden, gibt es jedoch nicht. Die Transparenz des

Entscheidungsprozesses ist damit abhängig von den jeweiligen Verwaltungen der Länder (vgl.

Berichte zur Halbzeitbewertung der EPLR).

Trotz der unterschiedlichen Handhabung im Detail kann länderübergreifend für Deutschland

festgestellt werden, dass die konkreten honorierungswürdigen Leistungen durch die Verwaltung

auf Landesebene top down definiert werden. Auffällig ist dabei, dass durch den bisher nicht

notwendigen klaren Zielbezug kaum Verbindungen zur räumlichen Umweltplanung

(Landschaftsplanung) und den dort definierten Zielvorstellungen hergestellt werden (vgl.

Programmplanungsdokumente (EPLR) der Länder115), obwohl bei diesen Planungen eine

Partizipation der ‚Planungsbetroffenen’ (also auch der potentiellen Nachfrager nach

ökologischen Gütern) vorgeschrieben ist.

In der Ökonomie diskutierte Ermittlungen von Nachfrage z. B. über

Zahlungsbereitschaftsanalysen (vgl. FN 15) werden in keinem Bundesland angewendet. Die

Einbindung der Anbieter (Landwirte) erfolgt überwiegend über die Bauernverbände.

Bieterverfahren (vgl. FN 110), nicht nur zur Effizienzsteigerung, sondern auch zur Ermittlung

des möglichen Angebots an ökologischen Gütern/Leistungen, finden ebenfalls in keinem

Bundesland Anwendung. Einige Bundesländer sind aufgrund ihrer finanziellen Situation an einer

Kofianzierung der Agrarumweltmaßnahmen über die GAK (vgl. Kap. 7.1.3.2) interessiert. Damit

diese gesichert ist, müssen Vorgaben der GAK bei der inhaltlichen Ausgestaltung beachtet

werden, wodurch die konkreten honorierungswürdigen Umweltleistungen für diese

Agrarumweltmaßnahmen sogar zentral auf der Bundesebene definiert werden.

115 in der Literaturliste aufgeführt

194 Kapitel 7

Eine Befragung unter 140 Brandenburger Landwirten zu ihrer Bereitschaft, an der konkreten

Ausgestaltung von Agrarumweltprogrammen mitzuarbeiten, zeigt, dass sich ein erheblicher

Anteil an Landwirten (58 %) regelmäßig aktiv beteiligen würde. Eine ablehnende Haltung hatten

lediglich 12 % (vgl. Abbildung 39). Untersuchungen zur Ausgestaltung von bottom up-Ansätzen

im Zusammenhang mit der Weiterentwicklung von regionalen Agrarumweltprogrammen im

Vorschungsverbundprojekt GRANO bestätigen die prinzipiell Bereitschaft der Landwirte zur

aktiven Teilnahme und zeigen mögliche Optionen zur Ausgestaltung eines derartigen Prozesses

auf (vgl. Müller et al. (Hrsg.) 2002).

Abbildung 39: Bereitschaft von Brandenburger Landwirten zur aktiven Teilnahme an der Entwicklung von

Agrarumweltmaßnahmen (Datenquelle: schriftliche Befragung (2002) von Teilnehmern (n=140) am aktuellen Agrarumweltprogramm)

Zusammenfassend kann festgestellt werden, dass die aktuelle ‚Ermittlung’ der

honorierungswürdigen Leistungen top down durch die Administration erfolgt (vgl. Abbildung

40) und nicht zuletzt aufgrund fehlender konkreter Zielbezüge in vielen Fällen wenig transparent

ist. Die bisherigen Betrachtungen sowohl in Kapitel 6.3.5.2 als auch in Kapitel 7.2.2.2 weisen

auf die Bedeutung des demokratischen Prozesses, inklusive der Einbindung wissenschaftlicher

Erkenntnisse, zur Ermittlung der honorierungswürdigen Leistungen hin. Vor diesem Hintergrund

sollten verstärkt Anstrengungen auf die Bildung geeigneter Strukturen zur Ermittlung der

ökologischen Güter und der Indikatoren verwendet werden (vgl. auch Bündelung der Nachfrage

in Bahner 1996).

Bereitschaft der Landwirte bei der Weiterentwicklung

von Agrarumweltmaßnahmen aktiv teilzunehmen

nein

12%

weiß nicht

16%

ja

58%

keine Aussage

14% Frage: Wenn die Möglickeit bestünde,

dass Sie sich als Landwirt an der

Weiterentwicklung der KULAP-

Maßnahmen beteiligen könnten, würden

Sie sich in gewissen Abständen aktiv im

Rahmen von regionalen Gesprächsrunden

beteiligen?


Abbildung 40: Typisierung der aktuellen Agrarumweltmaßnahmen (AUM) im Hinblick auf die Art der

Entwicklung der Indikatoren (der konkreten Fördervoraussetzungen)

7.2.2.6 Indikatorentyp – Ergebnis- oder maßnahmenorientierte Honorierung

Trotz der wesentlichen Effektivitäts- und Effizienzvorteile, die eine ergebnisorientierte

Honorierung gegenüber einer maßnahmenorientierten Honorierung erbringen könnte, ist die

aktuelle praktische Anwendung gering. Verstärkte Forschungsbemühungen zeigen jedoch das

große Interesse an der Entwicklung praktikabler Honorierungsansätze in diesem Bereich116.

Die geringe Anwendung der ergebnisorientierten Honorierung kann sinnvoller Weise nur im

Zusammenhang mit der in Kapitel 7.2.2.4 beschriebenen fehlenden Ausrichtung auf Ziele

verstanden werden. Der Zielbezug ist im Fall der ergebnisorientierten Honorierung essentielle

Voraussetzung. Darüber hinaus ergibt sich aus der maßnahmenorientierten Honorierung eine

scheinbar bessere Möglichkeit, der Unsicherheit auszuweichen. Tatsächlich trägt der Nachfrager

das finanzielle Risiko (vgl. kritisch Kap. 6.3.5.1). Ein zweiter wesentlicher Grund ist in den EU-

Rahmenbedingungen zu sehen, insbesondere in der Orientierung der Prämienhöhe an den Kosten

(vgl. Kap. 7.1.2.2).

Praktische Anwendung im Zuge der flächenrelevanten Agrarumweltmaßnahmen über die

VO (EG) 1257/1999 findet die ergebnisorientierte Honorierung aktuell daher in Deutschland

lediglich in einem Bundesland, in Baden-Württemberg im Rahmen des MEKA II (vgl. Kap.

4.2.3.2). Die ergebnisorientierte Honorierung wurde in Baden-Württemberg gut angenommen.

Das Flächenpotential wird auf 100.000 ha bis 120.000 ha geschätzt (Haber 2003). Über 50 %

dieses Potentials wurde bereits nach dem 3. Anwendungsjahr im Rahmen des MEKA II

bewirtschaftet und honoriert (vgl. Tabelle 9).

116 aktuelle Forschergruppen in Deutschland z. B. Hannover – Prof. Ch. v. Haaren (Dr. E. Brahms) et al.; Bonn – Prof. Dr. K. Holm-Müller et al.; Göttingen – Prof. Dr. R. Marggraf et al.; Rostock – Prof. Dr. B. Gerowitt et al.; in Bremen – Dr. B. Wittig et al., darüber seit vielen Jahren und Vorreiter für die praktische Anwendung im Rahmen des Baden-Württembergischen Agrarumweltprogramms MEKA II – Dr. G. Briemle und Dr. R. Oppermann.

Top-down Indikatoren-entwicklung

Bottom-upIndikatoren-entwicklung

AUM

196 Kapitel 7

Tabelle 9: Entwicklung des geförderten Grünlandes nach Einführung der ergebnisorientierten Honorierung

in Baden-Württemberg

Antragsjahr 2000 Antragsjahr 2001 Antragsjahr 2002

Antragsteller 4.600 6.000 9.200

Honorierte Fläche (ha) 36.000 41.800 66.000

Quelle: Haber 2003

Die gute Akzeptanz der ergebnisorientierten Honorierung in Baden-Württemberg sollte Anlass

sein, derartige Maßnahmen auch in anderen Bundesländern einzuführen. Im Rahmen einer

Befragung von 140 an AUM teilnehmenden Landwirten in Brandenburg bzgl. ihrer Bereitschaft

zur Teilnahme an ergebnisorientierter Honorierung ergab ein positives Bild. Mehr als die Hälfte

der Landwirte befürworteten eine derartige Honorierung und lediglich 13 % äußerten eine klare

ablehnende Haltung (vgl. Abbildung 41).

Abbildung 41: Bereitschaft von Landwirten zur Teilnahme an ergebnisorientierter Honorierung

(Datenquelle: schriftliche Befragung (n=140) 2002 von Landwirten in Brandenburg, die an dem aktuellen Agrarumweltprogramm teilnehmen)

Insgesamt kann für alle 16 Agrarumweltprogramme in Deutschland festgestellt werden, dass die

Honorierung bisher fast ausschließlich an Maßnahmen geknüpft ist. Dabei bezieht sich ein

großer Teil der Maßnahmen nicht einmal eindeutig auf Umweltziele (vgl. Kap. 7.2.2.4), stellt

demnach keine Maßnahmen-Indikatoren dar (vgl. Kap. 6.2.1 und 6.3.1). Bezogen auf den

Bereitschaft zur Teilnahme an

ergebnisorientierter Honorierung

Nein

13%

Keine Aussage

22%

Ja

51%

Weiß nicht

14%

Frage: Könnten Sie sich vorstellen, dass

KULAP-Zahlungen an konkrete

angestrebete ökologische Zustände und

Wirkungen gebunden werden und Sie dafür

mehr Flexibilität bzgl. der Bewirtschaftung

erhalten? (Beispiele dafür könnten sein,

dass Sie beim Nachweis des Vorkommens

bestimmter Pflanzenarten auf Ihrem

Grünland dafür eine Honorierung erhalten,

unabhängig der Bewirtschaftung. Ein

anderes Beispiel dafür wäre, dass die

Zahlungen an die Minderung des N-Saldos

in der Hoftorbilanz geknüpft würde, aber die

teilnehmenden Betriebe frei in der Wahl der

Maßnahmen wären, die zur Erreichung

definierter Standardwerte führen.)


gesamten geschätzten Förderumfang der Fläche, auf der Agrarumweltmaßnahmen stattfinden,

erfolgt eine ergebnisorientierte Honorierung in Deutschland lediglich auf knapp über 1 % der

Förderfläche. Die aktuellen Agrarumweltprogramme sind damit eindeutig maßnahmenorientiert

(Abbildung 42).

Abbildung 42: Typisierung der aktuellen Agrarumweltmaßnahmen (AUM) als ergebnisorientierte oder

maßnahmenorientierte Honorierung


Die Analyse der bestehenden Agrarumweltmaßnahmen hat relativ großen Handlungsbedarf bzgl.

der Ausgestaltung des Instrumentes der Honorierung ökologischer Leistungen aufgezeigt.

Ursache dafür ist, dass mit der Verknappung der Umweltgüter ein institutioneller Wandel

eingesetzt hat, der sich als ein komplexer Entwicklungsprozess darstellt. Die Honorierung

ökologischer Leistungen ist Bestandteil dieses Prozesses. Der Tausch von Eigentumsrechten

benötigt auf der einen Seite eine ex ante Verteilung der Eigentumsrechten, sind diese nicht

vorhanden wird jedoch auf der anderen Seite auch in den Entwicklungsprozess eingegriffen und

Eigentumsrechte werden nicht nur durchgesetzt, sondern auch geschaffen. Der institutionelle

Rahmen dafür, inklusive der Organisationsstrukturen, muss sich erst entwickeln. Vom Ansatz

her handelt es sich bei Agrarumweltmaßnahmen nach der VO (EG) 1257/1999 um eine

Honorierung ökologischer Leistungen und nicht um eine Subvention. Allerdings ist die

Zuordnung der aktuellen Agrarumweltmaßnahmen nicht zuletzt aufgrund des teilweise fehlenden

Zielbezugs in der Praxis weit weniger eindeutig. Eine Subventionierung wird auch dadurch

möglich, dass die Preisbildung bisher ausschließlich kostenorientiert erfolgt. Die Maßnahmen

sind in vielen Fällen nicht auf konkrete Umweltziele ausgerichtet und wurden bisher

überwiegend durch die Administration in wenig transparenter Weise definiert.

Ergebnisorientierte Honorierung ist die Ausnahme und vom Flächenumfang bisher wenig

bedeutsam.

Ergebnis-orientierte Honorierung

Maßnahmen-orientierte

Honorierung

AUM

198 Kapitel 7

Berücksichtigt werden sollte, dass die Honorierung ökologischer Leistungen erst seit ca. 10

Jahren als Instrument zur Lösung von Umweltproblemen im Bereich der Landwirtschaft

eingesetzt wird. Die Schaffung und/oder Durchsetzung von Eigentumsrechten mit Hilfe der

Honorierung ökologischer Leistungen steckt noch in den ‚Kinderschuhen’.

7.3 Ausgleich ordnungsrechtlicher Auflagen in Natura 2000-Gebieten im Rahmen des

Artikel 16 der VO (EG) 1257/1999

7.3.1 Überblick über aktuellen Anwendungsumfang

Mit der Einführung der VO (EG) 1257/1999 im Jahre 2000 wird den EU-Mitgliedstaaten für den

finanziellen Ausgleich von Einschränkungen durch ordnungsrechtliche Auflagen in Natura 2000-

Gebieten eine Kofinanzierung gewährt. Prinzipiell ist das Instrument zumindest in Deutschland

nicht neu. Vielmehr haben viele Bundesländer Regelungen zu so genannten Erschwernis- oder

Härteausgleichszahlungen bereits in ihren Ländergesetzen aufgenommen. Im Anhang wird in

Tabelle A-1 ein Überblick über derartige Landesregelungen gegeben. Ein derartiger ‚Vorlauf’

könnte Grund dafür sein, dass die Artikel 16-Maßnahmen bisher ausschließlich in Deutschland

umgesetzt worden sind (vgl. zur Umsetzung in Europa COM 2002c). Von den 16 Bundesländern

wenden 7 Länder den Artikel 16 zum Ausgleich von Einkommenseinbußen durch

ordnungsrechtliche Auflagen in Natura 2000-Gebieten an (Berichte zur Halbzeitbewertung der

EPLR). Die Umsetzung des Artikels 16 in den 7 Bundesländern ist sehr unterschiedlich und

damit ein gutes Spiegelbild für die möglichen Optionen, die sich hinter den Artikel 16-

Maßnahmen verbergen. Prinzipiell kann zwischen zwei Formen der Umsetzung unterschieden

werden: Erstens, Länder, die bereits vor Einführung von Artikel 16 so genannte Richtlinien zum

Erschwernis- und Härteausgleich für die Einschränkung landwirtschaftlicher Tätigkeit in

Naturschutz- und Landschaftsschutzgebieten eingeführt haben und diese jetzt im Sinne von

Artikel 16-Maßnahmen anwenden und zweitens, Länder, die neue Maßnahmenrichtlinien

erarbeitet haben.

Die Einführung von Artikel 16 bot die Möglichkeit, sich die bisher freiwillig national gewährten

Ausgleichszahlungen für Landwirte aufgrund ordnungsrechtlicher Auflagen in Schutzgebieten

durch die EU kofinanzieren zu lassen, so lange diese den Anforderungen der Artikel 16-

Maßnahmen entsprachen. Dazu zählte vor allen Dingen eine maximale Höhe der

Ausgleichszulage von 200 € pro Hektar und dass die ordnungsrechtlichen Einschränkungen in

Verbindung mit dem Natura 2000-Netz stehen müssen.


Niedersachsen hat in dieser Art Artikel 16-Maßnahmen eingeführt. Der Erschwernisausgleich in

geschützten Teilen von Natur und Landschaft wurde in Niedersachsen bereits 1997 als

rechtsverbindliches Instrument geschaffen (Grundlage: §§ 50 bis 52 NNatSchG), um Landwirten

einen Ausgleich für hoheitliche Bewirtschaftungseinschränkungen von Grünland in

Naturschutzgebieten, Nationalparken oder auf Flächen in besonders geschützten Biotopen nach

§ 28a,b NNatSchG zu gewähren. Häufige Einschränkungen der landwirtschaftlichen

Bodennutzung in Naturschutzgebieten sind z. B. Verbot des Grünlandumbruchs oder der

Grünlanderneuerung, Verzicht auf Pflanzenschutzmitteleinsatz und Düngung, Verbot einer

Veränderung des Wasserhaushalts oder auch Viehbesatzregelungen (Sander 2003). Der

Förderumfang hält sich in Niedersachsen bereits seit Einführung des Erschwernisausgleiches

1997 mit ca. 15.000 ha Grünland relativ konstant. An dieser Größenordnung hat sich auch nach

Einführung von Artikel 16-Förderungen nichts geändert (Sander 2003).

Neben dieser Möglichkeit, bereits bestehende Verordnungen zur Ausgleichszahlung unter

Rückgriff auf Artikel 16 umzusetzen, haben sechs Länder in Deutschland neue Richtlinien für

die Umsetzung von Artikel 16-Maßnahmen formuliert. Dabei handelt es sich um Brandenburg,

Thüringen, Nordrhein-Westfalen, Schleswig-Holstein, Hamburg und Bremen.

Die konkrete Ausgestaltung unterscheidet sich jedoch stark voneinander. Brandenburg hat einen

Katalog mit konkreten Maßnahmen aufgelegt (Tabelle 10), für die im Fall bestehender

ordnungsrechtlicher Auflagen ein Ausgleich gezahlt wird. Dabei wurde sich stark an den

Agrarumweltmaßnahmen des KULAP (vgl. zu den AUM von Brandenburg Tabelle A-6 im

Anhang) orientiert. In den Jahren 2001 und 2002 wurden Artikel 16-Maßnahmen in Höhe von

ca. 1,4 Mio. € bzw. 1.8 Mio. € finanziert. stellt den Förderumfang für Brandenburg im Überblick

dar. Dabei wird deutlich, dass auch bei den Artikel 16-Maßnahmen die ‚klassische’

Grünlandextensivierungsmaßnahme mit Abstand die größte Bedeutung hat. Im Jahre 2002 waren

von der landwirtschaftlichen Fläche der bis dahin gemeldeten Natura 2000-Flächen in

Brandenburg 8 % mit Artikel 16-Maßnahmen belegt. Wie sich das Verhältnis des Förderumfangs

von Artikel 16 im Vergleich zur Förderung der Agrarumweltmaßnahmen in Natura 2000-

Gebieten verteilt, ist für das Jahr 2002 für Brandenburg in Abbildung 43 dargestellt.

200 Kapitel 7

Tabelle 10: Art und Anwendungsumfang von Artikel 16-Maßnahmen in Brandenburg

(Wirtschaftsjahre 2000/2001 und 2001/2002 )

geförderte Fläche (ha) geförderte Anträge (Anzahl) Maßnahme

2000/01 2001/02 2000/01 2001/02

extensive Grünlandnutzung 8.327 9.674 181 230

späte, eingeschränkte Grünlandnutzung

904 1.573 26 40

hohe Wasserhaltung 8 35 1 2

Pflege durch Beweidung 105 1.145 1 4

extensive Ackernutzung 128 109 19 25

insgesamt 9.472 12.536 228 301

Quelle: Laschewski & Schleyer 2003

Abbildung 43: Förderumfang von Artikel 16- und Agrarumweltmaßnahmen an der landwirtschaftlichen

Nutzfläche in Natura 2000-Gebieten in Brandenburg (eigene Darstellung, Datenquelle: MLUR 2003b)

Die übrigen Länder haben weniger differenzierte Maßnahmen. Bremen und Thüringen haben

ihre Artikel 16-Richtlinie so konzipiert, dass die allgemeinen Auflagen anhand konkreter

Bewirtschaftungsauflagen nach einem Punktsystem (Bremen) oder den konkret ermittelten

Einkommensverlusten (Thüringen) konkretisiert werden. Thüringen hat darüber hinaus

pauschale Grünlandprämien in Natura 2000-Gebieten. In Form von derartigen

Grünlandpauschalen wird ebenfalls in Schleswig-Holstein und Nordrhein-Westfalen der Artikel

16 angewendet. Die Ausgleichszulage ist bei den Grünlandpauschalen damit begründet

8%

37%

Art. 16 AUM

140.000

1.339.000

LN gesamt LN in Natura 2000

10,5%

Landwirtschaftliche Nutzfläche und deren Förderung

in Natura 2000-Gebieten in Brandenburg (2002)

davon


(Fördervoraussetzung), dass in den Schutzgebieten generell die Auflage des Grünlanderhaltes

und des Verbotes von bestimmten Meliorationsmaßnahmen besteht. Abbildung 44 stellt die

aktuelle Art und Weise der Anwendung von Artikel 16-Maßnahmen in Deutschland dar. Tabelle

A-7 im Anhang zeigt den aktuellen Förderumfang von Artikel 16-Maßnahmen in Deutschland.

Da lediglich in Deutschland bis 2003 Artikel 16-Maßnahmen angewendet wurden, ist damit

gleichzeitig der Förderumfang für die EU benannt.

Abbildung 44: Anwendung von Artikel 16-Maßnahmen in Deutschland (Stand 2003)

Da die Mitgliedstaaten die Möglichkeit haben, nach Artikel 10 der FFH-Richtlinie, auch so

genannte Trittsteinbiotope im Zusammenhang mit dem Ziel der Kohärenz des Natura 2000-

Netzes zu fördern, ist die Pflege von Landschaftselementen, die diesem Ziel dienen, ebenfalls

förderfähig. Davon haben einige Bundesländer wie Schleswig-Holstein, Nordrhein-Westfalen

und Niedersachsen Gebrauch gemacht. Die Länder wenden Ausgleichszahlungen nach Artikel

16 auch für ordnungsrechtliche Auflagen im Grünland für bestimmte geschützte Biotope bzw. in

Naturschutzgebieten außerhalb von Natura 2000-Gebieten unter Rückgriff auf Artikel 10 FFH-

Richtlinie an.

1

6

9

Länder, die Artikel 16-Maßnahmen nicht anwenden

Länder, die Artikel 16-Maßnahmen anwenden (ohne spez. Richtlinie)

Länder, die Artikel 16-Maßnahmen anwenden (spez. Richtlinie)

- Brandenburg

- Thüringen

- Nordrhein-Westfalen

- Schleswig-Holstein

- Bremen

- Hamburg

Umsetzung von Art. 16 in Deutschland

- Niedersachsen

202 Kapitel 7

7.3.2 Analyse der aktuellen Artikel 16-Maßnahmen

7.3.2.1 Ansatz und Methode

Im folgenden Kapitel werden die aktuell angewendeten Artikel 16-Maßnahmen systematisch

analysiert. Kriterien dieser Systematisierung sind die gleichen wie für die

Agrarumweltmaßnahmen (vgl. Kap. 7.2.2.1): die Betrachtungen zur Verteilung der

Eigentumsrechte (Kap. 7.3.2.2), die Ermittlung des Preises für die Honorierung (Kap. 7.3.2.3),

ihr Zielbezug (Kap. 7.3.2.4), der Prozess der Entwicklung (Kap. 7.3.2.5) sowie die Indikatorenart

(Kap. 7.3.2.6).

Mit Hilfe der Kriterien und vorhandener Literatur erfolgt eine kritische Diskussion der aktuellen

Artikel 16-Maßnahmen. Datengrundlage bilden die aktuellen Rechtsgrundlagen sowie die

Planungsdokumente der 16 Bundesländer. Darüber hinaus wird die Analyse durch Daten, die im

Rahmen der Halbzeitbewertung der Brandenburger Artikel 16-Maßnahmen erhoben wurden,

untermauert.

7.3.2.2 Zahlungstyp – Honorierung oder Subvention

Voraussetzung für die Zahlungen nach Artikel 16 sind ordnungsrechtliche Auflagen in Natura-

2000-Gebieten in Form von Rechtsverordnungen. Rückblickend auf die Diskussion zur

Eigentumsdogmatik in Kapitel 5.6.2.2 kann festgestellt werden, dass ordnungsrechtliche

Auflagen bzgl. der landwirtschaftlichen Nutzung aufgrund von Naturschutzzielen in der Regel

nicht ausgleichspflichtig sind. Die Einhaltung dieses Ordnungsrechtes wird als

Sozialpflichtigkeit bzw. Ökologiepflichtigkeit von den Landwirten in der Regel

entschädigungslos verlangt, „soweit durch die Norm keine Wettbewerbsverzerrungen

erheblichen Ausmaßes eintreten. Letztlich erfolgt die Steuerung und die Abpufferung der Folgen

über Art. 12 GG und den Gleichheitssatz. Es gilt das ‚Gebot schonender Übergänge’“117

(Czybulka 2002: 107). Die Situationsgebundenheit des Eigentums erlaubt eine situations- bzw.

standortabhängige Formulierung von Inhalts- und Schrankenbestimmungen (vgl. Kap. 5.6.2.1)

und demnach die Schaffung von Gemeineigentum. Die Gesellschaft kann jedoch je nach

Finanzlage entscheiden, den Landwirten eine Ausgleichzahlungen politisch zu gewähren (vgl.

Distributionskriterium ‚Erschwernis-/Härteausgleich’ in Kap. 5.6.2.1).

117 Kube, H. (1999): Eigentum an Naturgütern: Zuordnung und Unverfügbarkeit, zitiert in Czybulka (2002)


Im Falle der aktuellen Artikel 16-Zahlungen handelt es sich um eine derartige politisch gebilligte

Zahlung und damit nach der Systematik in Kapitel 5.6.2.2 um eine Subvention (vgl. Abbildung

15). Der Charakter der Zahlung, die hinter Artikel 16 steht, wird nicht zuletzt anhand der

Bewertungskriterien (Bewertungsfragen) deutlich, die die EU im Rahmen der Halbzeitbewertung

der Artikel 16-Maßnahmen vorgeschlagen hat. Bewertet werden sollen nicht etwa die Produktion

ökologischer Güter (Umweltwirkung), sondern der Ausgleich der Einkommensverluste der

Landwirte und die Verbesserung der Einhaltung von Ordnungsrecht durch diese Zahlungen

(COM 2000b). Dabei wird von Seiten der EU keine 100 %-Kompensation angestrebt und eine

Überkompensation untersagt.

Es handelt sich bei Artikel 16-Maßnahmen primär um Anreizinstrumente für die

Konfliktbewältigung zwischen Landwirtschaft und Naturschutz bzw. für die Förderung der

Akzeptanz der Landwirte für europäisches Umweltrecht im Zuge des Natura 2000-Netzes

(finanziell erkaufte Akzeptanz von Gemeineigentum). Nur vor diesem Hintergrund ist auch die

Deckelung der Prämienhöhe für Artikel 16-Maßnahmen von 200 € zu erklären (vgl. Kap.

7.3.2.3). Artikel 16-Maßnahmen stellen jedoch ebenfalls Maßnahmen zur Abfederung der

Auswirkungen aufgrund des institutionellen Wandels dar. Auch die OECD sieht in derartigen

Phasen Subventionen als ein kurzzeitig gerechtfertigtes Instrument an, das dem

Verursacherprinzip nicht widerspricht (vgl. OECD 1999c). Diese Abfederungsfunktion von

Artikel 16-Maßnahmen ist anhand der aktuellen Prämienausgestaltung nachzuvollziehen. Ab

2004 ist in der Initialphase der Anwendung von Artikel 16 eine Zahlung von bis zu 500 €

möglich (vgl. FN 104). Einerseits eröffnen derartige Zahlungen die Möglichkeit, Konflikte

zwischen Landwirtschaft und Naturschutz zu lindern, auf der anderen Seite besteht das Problem,

dass damit eine Art Anspruch auf Entschädigung für eigentlich sozialpflichtige Leistungen

erwachsen kann. Dieses Problem wurde im Zusammenhang mit cross compliance-Maßnahmen

bereits in Kapitel 7.1.4.3 diskutiert.

Im Zusammenhang mit den Natura 2000-Gebieten und deren Zielsetzung muss der Umgang mit

Eigentumsrechten an individuellen Fähigkeiten (vgl. zur Unterscheidung zu ökosystemaren

Fähigkeiten Kap. 4.1) diskutiert werden, deren Einsatz für den Erhalt einiger Lebensraumtypen

nach Anhang I und Arten nach Anhang II Voraussetzung ist. Es wurde in Kapitel 5.6.2.2 bereits

darauf hingewiesen, dass Gebote, die den Einsatz individueller Fähigkeiten verlangen, nur in

Ausnahmefällen stattfinden sollten.

Aufgrund der gesellschaftlich anerkannten Bedeutung und Gefährdung der biologischen Vielfalt

kann die Verpflichtung zur Erhaltung der wertvollen Habitate und Arten der Kulturlandschaft als

204 Kapitel 7

eine mögliche Ausnahme definiert werden, und de facto ist dies auch mit der Verpflichtung der

EU-Staaten zum Erhalt der kulturbestimmten Lebensraumtypen und Arten passiert. Die

Umsetzung der FFH-Richtlinie verlangt die Sicherstellung der Pflege bestimmter

Lebensraumtypen, wie den Grünlandtypen (vgl. Kap. 8.2). Derartige Pflichten können

‚freiwillig’ erfolgen und im Rahmen von Agrarumweltmaßnahmen honoriert werden. Die

Pflichten können und müssen jedoch bei nicht ‚freiwilliger’ Teilnahme an

Agrarumweltmaßnahmen ordnungsrechtlich vorgeschrieben werden. Allerdings spricht viel

dafür, dass derartige Auflagen eher ausgleichspflichtigen Inhaltsbestimmungen des Eigentums

zuzuordnen sind (vgl. Kap. 5.6.2.1, Abbildung 14) und nach der Argumentation innerhalb dieser

Arbeit damit eine Honorierung ökologischer Leistungen darstellen (vgl. Kap. 5.6.2.2). Derartige

Zahlungen wären dann verpflichtend und würden nicht der politischen Abwägung unterliegen.

Artikel 16 wird aktuell nicht in dieser Form angewendet. Insgesamt setzten die Bundesländer

überwiegend auf freiwillige AUM. Es wird sich zeigen, ob und wenn ja, wie die Länder damit

umgehen, wenn das Freiwilligkeitsprinzip versagt.

Die aktuelle Anwendung von Artikel 16 beschränkt sich bis auf eine Ausnahme in

Brandenburg118 auf Ausgleichszahlungen für ordnungsrechtliche Verbote bestimmter

landwirtschaftlicher Handlungen. Die aktuellen Artikel 16-Zahlungen werden vor diesem

Hintergrund überwiegend den Subventionen zugeordnet (vgl. Abbildung 45), wobei ausdrücklich

auf die Möglichkeit ausgleichspflichtiger Inhaltsbestimmungen und deren Honorierung über

Artikel 16 hingewiesen werden soll.

Abbildung 45: Typisierung der aktuellen Artikel 16-Maßnahmen (Art. 16) als Subvention oder Honorierung

auf der Grundlage der Verteilung der Eigentumsrechte (Subvention = Eigentumsrechte nicht beim Leistungserbringer; Honorierung = Eigentumsrechte beim Leistungserbringer)

118 Bis zum Jahr 2002 war die Maßnahme Pflege durch Beweidung im Katalog der Artikel 16-Maßnahmen. Aufgrund der Probleme, die mit der Festschreibung von Pflegeverpflichtungen in Schutzgebietsverordnungen verbunden sind, und der geringen Bedeutung (vgl. Tabelle 10) wurde die Maßnahme ab 2003 aus dem Katalog gestrichen und über freiwillige Agrarumweltmaßnahmen honoriert.

Subvention HonorierungArt. 16


7.3.2.3 Preistyp – Kosten oder Nutzen

Im Zusammenhang mit der Diskussion zu den Eigentumsrechten im vorangegangenen Kapitel

wurde bereits gezeigt, dass es sich bei Artikel 16-Zahlungen nicht um eine Honorierung für eine

konkrete Leistung, sondern um ein Anreizinstrument handelt. Von daher wird hierbei auch nicht

der Preis einer Leistung ermittelt. Bei der Ermittlung der Anreizhöhe erfolgt zwar eine

Orientierung an den Kosten, die durch ordnungsrechtliche Auflagen bei den Landwirten

entstehen, jedoch lediglich in dem Sinne, dass in jedem Fall keine Überkompensation stattfinden

darf. Insgesamt darf der Anreiz 200 € pro Hektar und Jahr nicht überschreiten (Ausnahme vgl.

FN 104).

7.3.2.4 Strategietyp – Umweltzielorientierte Strategie oder Minimierungsstrategie

Die ordnungsrechtlichen Auflagen in Schutzgebietsverordnungen gehen aus Zielsetzungen der

Schutzgebietsverordnungen hervor. Die verpflichtenden Maßnahmen sollten sich daher auf

konkrete regionalisierte Umweltziele der Gebiete beziehen und können damit prinzipiell einer

umweltzielorientierten Strategie zugeordnet werden (vgl. Abbildung 46). Als Problem im

Zusammenhang mit der Zielorientierung ist zu sehen, dass es sich bei den

Schutzgebietsverordnungen bisher fast ausschließlich um bereits bestehendes Recht handelte.

Die Verordnungen wurden demnach unabhängig von der konkreten FFH-Zielsetzung aufgestellt.

Vor diesem Hintergrund ist zu prüfen, ob die aktuellen Auflagen auch auf die Zielsetzung der

FFH-Richtlinie ausgerichtet sind, also als ‚Maßnahmen-Indikatoren’ den Anspruch an ‚Validität’

bzgl. der aktuellen Ziele erfüllen.

Abbildung 46: Typisierung der aktuellen Artikel 16-Maßnahmen (Art. 16) im Hinblick auf ihren Zielbezug

Minimierungs-strategie

Umweltziel-orientierte

Strategie

Art. 16

206 Kapitel 7

7.3.2.5 Rationalisierungstyp – Top down- oder Bottom up-Prozess

Die Ausgleichzahlungen von Artikel 16 beziehen sich auf Einschränkungen aufgrund der

Umsetzung von europäischem Ordnungsrecht und dabei im Speziellen der FFH-Richtlinie. Die

Operationalisierung der wertvollen Habitate und Arten erfolgte durch Expertenwissen und die

jeweiligen Fachbehörden auf europäischer Ebene (vgl. dazu auch Kap. 8.2.1.2). Auf dieser

Grundlage wurden die relevanten Arten der Anhänge II und IV sowie die Lebensraumtypen nach

Anhang I der FFH-Richtlinie festgelegt sowie die Lebensraumtypen in einem Handbuch

beschrieben (vgl. COM 1999b). Dies war die Basis für weitere Spezifizierungen auf nationaler

(für Deutschland vgl. Ssymank et al. 1998) bis hin zur regionalen Ebene (z. B. für Brandenburg

vgl. Beutler & Beutler 2002). Mit den Zielen wurden gleichzeitig Vorschläge für Maßnahmen

zum Erhalt der Lebensraumtypen erarbeitet. Betrachtet man die wertvollen Habitate und Arten

als ökologische Güter, wurde deren Knappheit in einem klassischen Top down-Verfahren

‚ermittelt’. Dies war aufgrund der gesellschaftlich ermittelten Nachfrage nach dem Erhalt

gefährdeter Arten und Lebensräume möglich. Dadurch lag ein indirekt operationalisiertes

Umweltziel vor (vgl. Abbildung 24) und konnte im nächsten Schritt aufgrund

naturschutzfachlicher Kriterien konkretisiert werden. Dass bei der Spezifizierung des

ökologischen Gutes wenig Spielraum119 im Sinne normativer Entscheidungen besteht, wird nicht

zuletzt durch die klaren Vorgaben der Gebietsauswahl nach ausschließlich naturschutzfachlichen

Kriterien (vgl. Art. 4 FFH-Richtlinie) deutlich120.

Dies bezieht sich jedoch ausschließlich auf die Rationalisierung des Umweltgutes mit Hilfe von

Zustands-Indikatoren. Bei der Wahl der Mittel und den konkreten Maßnahmen (Maßnahmen-

Indikatoren) muss mit dem Problem der Unsicherheit umgegangen werden. Der Gesetzgeber

(EU) hat wohl nicht nur aufgrund des Prinzips der Verhältnismäßigkeit, sondern auch aufgrund

der Unsicherheit im Umgang mit ökologischen Systemen bei der Wahl der Maßnahmen zur

Erreichung der Ziele eindeutig Spielräume eingeräumt und dabei auch verlangt, soziale und

ökonomische Kriterien mit in die Entscheidungsfindung einzubinden (vgl. Art. 2 (3) FFH-

Richtlinie sowie COM 2000c).

Die Vorgaben der EU bzgl. der Wahl der geeigneten Maßnahmen zum Erreichen der Natura

2000-Ziele werden bisher im Zusammenhang mit den drei im Gesetz aufgeführten Alternativen

119 Es ist klar, dass in einem gewissen Maß immer normative Entscheidungen getroffen werden müssen (vgl. Kap. 6.3.5.2). 120 Dies wurde auch mehrfach in der Rechtssprechung hervorgehoben, vgl. z. B. Lappel Bank-Urteil des Europäischen Gerichtshofes vom 11. Juli 1996 – weiterführend siehe Kap. 8.2.1.3.


diskutiert (vgl. COM 2000c, aber auch die Diskussion im politischen Raum121). Den Ländern

steht offen, ob sie geeignete rechtliche, administrative und/oder vertragliche Maßnahmen zur

Zielerreichung nutzen (Art. 6 FFH-Richtlinie). Es wird ausdrücklich auf die Möglichkeit der

Kombination der Maßnahmen verwiesen (COM 2000c). Die konkrete Ausgestaltung der

Maßnahmen und vor allen Dingen die mögliche institutionalisierte Beteiligung der Betroffenen

im Prozess der Maßnahmendefinition wird jedoch bisher zu wenig diskutiert.

Die Ergebnisse einer Befragung von 15 Betrieben in Brandenburg, die einen Ausgleich über

Artikel 16 erhalten, weisen darauf hin, dass sich die Mehrheit der Betriebe nicht genügend

informiert und in den Prozess eingebunden fühlt (vgl. Tabelle 11).

Tabelle 11: Information und Beteiligung der Landwirte im Rahmen der Natura 2000-Gebietsmeldung

Ergebnisse einer schriftlichen Befragung (2002) von Brandenburger landwirtschaftlichen Betrieben (n = 15), die einen Ausgleich über Artikel 16 erhalten

Frage

Wurden Sie rechtzeitig und umfassend über das Verfahren zur Ausweisung

(Festlegung der Schutzziele, Ausgestaltung der Schutzauflagen und

Ausgleichszahlungen) von Natura 2000-Schutzgebieten auf Ihren Betriebsflächen

informiert?

Antwort-alternativen

wurde rechtzeitig und

umfassend informiert

wurde nur unvollständig

informiert

wurde überhaupt nicht

informiert weiß nicht keine Angabe

Nennungen 2 6 1 2 4

Frage Sind Sie der Meinung, dass Sie angemessen in das Verfahren zur Ausweisung von

Natura 2000-Schutzgebieten auf Ihren Betriebsflächen einbezogen wurden?

Antwort-alternativen

ja, wurde angemessen einbezogen

wurde nur ungenügend einbezogen

nein, wurde überhaupt nicht

einbezogen weiß nicht keine Angabe

Nennungen 1 6 1 0 7

Quelle: Laschewski & Schleyer 2003

121 Alle Bundesländer behandeln das Thema Natura 2000 auf ihren Internetseiten relativ ausführlich. Die Position des Bundeslandes Brandenburg kann stellvertretend für die Bundesländer gewertet werden: „Oberste Prämisse für die Auswahl der unterschiedlichen Instrumente ist, dass bei der Erhaltung der Gebiete das naturschutzfachlich geeignete und für die Betroffenen am geringsten belastende Mittel eingesetzt wird“ (MLUR unter http://www.mlur.brandenburg.de/n/n_siche3.htm, 13.07.2004)

208 Kapitel 7

In der ersten Tranche wurden bestehende Schutzgebiete gemeldet, die den Kriterien der FFH-

Richtlinie entsprechen. Die aktuellen Zahlungen im Rahmen des Artikels 16 haben im

Wesentlichen alte Verordnungen als Grundlage. Länder, die Ausgleichszahlungen nach Artikel

16 zahlen wollen, mussten die Maßnahmen derart formulieren, dass diese die Tatbestände der

Ge- und Verbote dieser Schutzgebietsverordnungen treffen.

Erst im Zuge neuer Schutzgebietsverordnungen (zweite und dritte Tranche bzw. Änderung der

bestehenden Verordnungen) kann bereits im Zuge der Konzeption bewusst mit der Möglichkeit

der Ausgleichszahlungen operiert werden. Allerdings ist es prinzipiell schwierig, konkrete

Bewirtschaftungsmaßnahmen mit einem starren Instrument wie dem Ordnungsrecht festzulegen.

In Brandenburg sollen daher z. B. behördenverbindliche Bewirtschaftungserlasse anstelle der

Schutzgebietsverordnungen als flexibleres (und weniger rigides) Instrument zum Einsatz

kommen. Im Zuge der Aufstellung der Bewirtschaftungserlasse soll es zu einer Information und

Anhörung der betroffenen Landwirte kommen. Ob mit diesem ‚weichen’ Instrument tatsächlich

ein dauerhafter Schutz und eine Entwicklung der Natura 2000-Gebiete möglich ist, wird die

Praxis zeigen122. Die Maßnahmen, die auf der Grundlage des Bewirtschaftungserlasses definiert

werden, sind keine ordnungsrechtlichen Auflagen und damit nicht über Artikel 16 zu

finanzieren. Hier greifen lediglich freiwillige Instrumente wie Agrarumweltmaßnahmen.

Es kann sowohl für die Rationalisierung der Ziele über Zustands-Indikatoren als auch für die

aktuelle Definition der Maßnahmen zur Erreichung der Ziele für Artikel 16 zusammengefasst

werden, dass diese durch Experten und die Administration top down erfolgten (Abbildung 47).

Abbildung 47: Typisierung der aktuellen Artikel 16-Maßnahmen (Art. 16) im Hinblick auf den Prozess der

Indikatorenentwicklung (der konkreten Fördervoraussetzungen)

122 Derartige Erlasse werden nach Information des LUA einheitlich aufgebaut sein und enthalten die konkreten Ziele sowie die Instrumente (keine ordnungsrechtlichen Auflagen) für die einzelnen Gebiete.

Top-down Indikatoren-entwicklung

Buttom-upIndikatoren-entwicklung

Art. 16


7.3.2.6 Indikatorentyp – Ergebnis- oder maßnahmenorientierte Honorierung

Bei der Ausgleichszahlung nach Artikel 16 wird ausschließlich maßnahmenorientiert honoriert

(Abbildung 48). Dies wird, noch mehr als bei den Agrarumweltmaßnahmen, durch die

politischen Rahmenbedingungen forciert (vgl. Kap. 7.1.1). Die Zahlungshöhe muss sich nach

den entstehenden Kosten/dem Ertragsausfall der Landwirte richten. Anreize sind nicht erlaubt

(vgl. Kap. 7.1.2.2). Der Typus der Zahlung forciert damit im aktuellen Verständnis und den

aktuellen Ansätzen von Honorierungsinstrumenten geradezu eine maßnahmenorientierte

Honorierung. Hinzu kommt, dass in Schutzgebietsverordnungen die durchschlagende

Rechtsverbindlichkeit über Ge- und Verbote ebenfalls maßnahmen- bzw. handlungsorientiert

formuliert ist. Wenn die Notwendigkeit der ordnungsrechtlichen Auflagen als Voraussetzung für

Zahlungen nach Artikel 16 eng interpretiert wird und ausschließlich konkrete Ge- und Verbote

diesen Tatbestand erfüllen, ist es aktuell schwierig, eine Zahlung allein aufgrund eines

vorkommenden kulturbestimmten Lebensraumtypus zu gewähren (vgl. jedoch Argumentation in

Kap. 8.2.1.5).

Abbildung 48: Typisierung der aktuellen Artikel 16-Maßnahmen (Art. 16) als ergebnisorientierte oder

maßnahmenorientierte ‚Honorierung’


Neben den Honorierungen für ökologische Leistungen auf freiwilliger Basis über

Agrarumweltmaßnahmen wurden ab dem Jahr 2000 zunehmend, aufgrund der Kofinanzierung

durch die EU im Rahmen des Artikel 16 VO (EG) 1257/1999, die so genannten Erschwernis-

oder Härtezahlungen in Deutschland flächenrelevant. Diese Zahlungen sollen die Umsetzung des

Natura 2000-Netzes unterstützen. Dabei handelt es sich um ein neues Instrument, bei dem

allerdings auf langjährige Erfahrungen (sowie im Rahmen der Eigentumsdogmatik intensiv

diskutierte Probleme) im Umgang mit Härte- und Erschwernisausgleichszahlungen aufgebaut

werden kann.

Ergebnis-orientierte

Honorierung

Maßnahmen-orientierte

Honorierung

Art. 16

210 Kapitel 7

Die Analyse der aktuellen Zahlungen haben gezeigt, dass es sich, ausgehend von der Verteilung

der Eigentumsrechte, um Subventionen handelt. Es stellt sich jedoch die Frage, inwieweit Artikel

16-Maßnahmen nicht auch den Tatbestand abdecken, bei dem die Eigentumsrechte (nämlich die

an den individuellen Fähigkeiten) bei den Landwirten liegen, deren Bereitstellung jedoch für die

Produktion der ökologischen Güter (kulturbestimmte Lebensraumtypen nach Anhang I und

Arten nach Anhang II) verpflichtend notwendig ist. In diesem Fall wären Artikel 16-Maßnahmen

eine Honorierung. Die Gesellschaft verpflichtet den Landwirt zum Einsatz der individuellen

Fähigkeiten und wäre selbst verpflichtet, diese Leistung zu honorieren. Artikel 16 in dieser Art

und Weise auszubauen, also nicht allein die Kofinanzierung von Erschwernis- und

Härteausgleich, sondern auch die Kofinanzierung von ausgleichspflichtigen

Inhaltsbestimmungen123 könnte das Spektrum der möglichen Umsetzungsmaßnahmen sinnvoll

erweitern (vgl. auch Kap. 8.2.1). Dies würde die Planungssicherheit der Landwirte und die

Akzeptanz für Natura 2000-Gebiete verbessern. Eine Ausweitung der ausgleichspflichtigen

Inhaltsbestimmungen auf derartige Pflegeverpflichtungen steht allerdings noch aus (vgl. Kap.

8.2.1.5).

Positiv, gerade im Vergleich zu den Agrarumweltmaßnahmen, ist bei Artikel 16-Maßnahmen zu

werten, dass die Ziele, auf die sich die Maßnahmen beziehen, klar definiert sind und damit die

Effektivität (Validität gegenüber Umweltzielen) evaluiert werden kann. Die Ableitung der

Indikatoren, an die die Zahlungen geknüpft sind, erfolgte bisher top down. Dabei werden

ausschließlich Maßnahmen-Indikatoren verwendet. Die mögliche Flexibilität im Bereich der

Maßnahmen bei verpflichtend definierten Zielen lässt eine ergebnisorientierte Honorierung hier

besonders interessant erscheinen.

123 hier immer als verpflichtender Einsatz individueller Fähigkeiten verstanden

Beispiele für ergebnisorientierte Honorierungsansätze 211

8 Beispiele für ergebnisorientierte Honorierungsansätze

Es werden zwei aktuelle Anwendungsbereiche diskutiert, die für eine ergebnisorientierte

Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft besonders interessant sind. Dabei wird

zum einen dargelegt, warum ergebnisorientierte Honorierung sich in diesen Fällen besonders

eignet und zum anderen wird beispielhaft aufgezeigt, wie auf der Grundlage der jeweiligen

Rahmenbedingungen und der bereits vorhandenen Datenlage Indikatoren für eine

ergebnisorientierte Honorierung abgeleitet und mit Zahlungen verbunden werden können.

8.1 Ergebnisorientierte Honorierung im Rahmen von Agrarumweltmaßnahmen zur

Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie

8.1.1 Rahmenbedingungen – Voraussetzungen für ergebnisorientierte Honorierung

Das europäische Parlament und der Rat haben am 23.10.2000 die ‚Richtlinie 2000/60/EG zur

Schaffung eines Ordnungsrahmens für Maßnahmen der Gemeinschaft im Bereich der

Wasserpolitik’, kurz Wasserrahmenrichtlinie (WRRL), verabschiedet. Durch die Wasserrahmen-

richtlinie wird die Wasser- und Gewässerschutzpolitik in Europa neu ausgerichtet. In

Deutschland hat der Bund die EU-Richtlinie für seinen Zuständigkeitsbereich durch die

Änderung des Wasserhaushaltsgesetzes vom 19. August 2002 in nationales Recht umgesetzt. Die

weiteren Umsetzungsschritte obliegen jedoch den Bundesländern.

Ziel der Richtlinie ist es, europaweit die Qualität der Oberflächengewässer und des

Grundwassers deutlich zu verbessern. Alle Mitgliedsländer sollen bis zum Jahr 2015 mindestens

einen ‚guten Zustand’ in allen oberirdischen Gewässern und im Grundwasser erreichen124.

Die Aufgaben nach In-Kraft-Treten der Wasserrahmenrichtlinie gliedern sich in vier wesentliche

Bereiche, die innerhalb der ersten 9 Jahre stufenweise zu realisieren sind (vgl. LAWA 2003):

• die Bestandsaufnahme der Gewässersituation innerhalb der Flussgebietseinheit in

wasserwirtschaftlicher, ökologischer und ökonomischer Hinsicht,

• Überwachung des Zustandes der Gewässer,

• die Konkretisierung der in der Flussgebietseinheit zu erreichenden Ziele hinsichtlich des

Zustandes der Gewässer,

124 Die Verlängerung der Frist ist unter bestimmten Voraussetzungen möglich.

212 Kapitel 8

• die Festlegung der zum Erreichen dieser Ziele notwendigen Maßnahmen bzw.

Maßnahmenprogramme.

Die WRRL gibt folgenden Zeitplan für ihre Umsetzung vor:

• bis Ende 2003: Umsetzung der Vorschriften in nationales Recht;

• bis Ende 2004: Bestandsaufnahme der Gewässer;

• ab 2006: Anhörung der Öffentlichkeit zu den Entwürfen der Bewirtschaftungspläne;

• bis Ende 2009: Aufstellung der Bewirtschaftungspläne, einschließlich der

Maßnahmenprogramme;

• bis Ende 2015: Erreichen des Ziels eines guten Gewässerzustandes.

Anschließend sind die Bewirtschaftungspläne im Turnus von 6 Jahren zu überarbeiten und

weitere Maßnahmen umzusetzen.

Der Bewirtschaftungsplan ist das wesentliche Instrument zu Erreichung der Ziele. Nach

Artikel 13 der Wasserrahmenrichtlinie sind für die Flussgebietseinheiten Bewirtschaftungspläne

zu erstellen. Die WRRL enthält einen ganzheitlichen Ansatz, der eine Gewässerbewirtschaftung

nach Flussgebietseinheiten von der Quelle bis zur Mündung vorschreibt. Der Regelungsraum ist

auf das zu lösende Problem zugeschnitten und nicht an bestehende administrative Einheiten

angepasst. Die Ausrichtung der Bezugsräume auf Flussgebiete und Flussgebietseinheiten, die

kombinierte Betrachtung naturwissenschaftlicher und sozioökonomischer Aspekte sowie der

hohe Stellenwert der Öffentlichkeitsbeteiligung zeigen den integrativen Planungsansatz. Der

Bewirtschaftungsplan soll Programme zur Überwachung der Gewässerqualität und

Maßnahmenprogramme zur Verbesserung des Gewässerzustandes enthalten. Nach Anhang VII

der Wasserrahmenrichtlinie enthält der Bewirtschaftungsplan u. a.:

• eine allgemeine Beschreibung der Flussgebietseinheit, d. h. der Oberflächengewässer und des

Grundwassers,

• eine Zusammenfassung aller signifikanten Belastungen und anthropogenen Einwirkungen,

• eine Kartierung der Schutzgebiete, Karten des Überwachungsnetzes für die Oberflächen-

wasserkörper, die Grundwasserkörper und die Schutzgebiete,

• eine Liste der Umweltziele für die Gewässer,

• eine Zusammenfassung der wirtschaftlichen Analyse,

• eine Zusammenfassung aller Maßnahmen und Maßnahmenprogramme gem. Artikel 11,

• eine Auflistung der zuständigen Behörden und

• eine Zusammenfassung der Maßnahmen zur Information und Anhörung der Öffentlichkeit.


Die Gewässer werden auf der Grundlage ganzheitlicher Ansätze bewertet. Für

Oberflächengewässer sind zukünftig sowohl der gute ökologische als auch der gute chemische

Zustand als Ziele definiert. Insbesondere die in den Gewässern vorhandene Fauna und Flora

sowie das Vorhandensein bestimmter prioritärer Stoffe sind insoweit zukünftig für die Qualität

der Gewässer von maßgebender Bedeutung. Für das Grundwasser stellen der ‚gute chemische’125

und der ‚gute mengenmäßige Zustand’126 die zu erreichenden Ziele dar. Die WRRL verstärkt

damit die Bewirtschaftung der Gewässer nach Immissionsaspekten (LAWA 2001). Zustands-

Indikatoren zur Bewertung der Gewässer müssen zur Operationalisierung der Ziele entwickelt

werden.

Bei der Festlegung der Ziele kommt der Koordinierung in der gesamten Flussgebietseinheit eine

besondere Bedeutung zu. Zunächst sind die übergeordneten Ziele für die gesamte

Flussgebietseinheit zwischen den beteiligten Staaten/Ländern abzustimmen und auf die

Bearbeitungsgebiete127 zu übertragen. Die Detailziele in den Bearbeitungsgebieten sind an den

übergeordneten Zielen auszurichten. In den Bearbeitungsgebieten dürfen keine Ziele verfolgt

werden, die die übergeordneten Ziele für die gesamte Flussgebietseinheit infrage stellen können

oder gar unmöglich machen. Eigenständige Ziele in den Bearbeitungsgebieten können ansonsten

unabhängig von den Gesamtzielen der Flussgebietseinheit verfolgt werden. Sie müssen jedoch

nur soweit im Bewirtschaftungsplan erfasst und durch die von der Wasserrahmenrichtlinie

vorgegebenen Maßnahmen abgearbeitet werden, wie sie der Erreichung der übergeordneten

Ziele dienen (LAWA 2003).

Mit dieser Operationalisierung der Ziele liegen die Voraussetzungen für umweltzielorientierte

Strategien vor und Honorierungsinstrumente können unter Berücksichtigung der Eigentums-

rechte eingesetzt werden, da in jedem Fall ex post die Möglichkeit besteht, den Erfolg der

eingesetzten Mittel zu prüfen (vgl. 6.3.5.1).

Im Falle des guten chemischen Zustandes der landwirtschaftlich beeinflussten Gewässerqualität

können die über Zustands-Indikatoren operationalisierten Umweltziele jedoch direkt

125 ‚guter chemischer Zustand des Grundwassers’: der chemische Zustand eines Grundwasserkörpers, der alle in Tabelle 2.3.2 des Anhangs V aufgeführten Bedingungen erfüllt (Art. 2 (25) WRRL 126 ‚mengenmäßiger Zustand’: eine Bezeichnung des Ausmaßes, in dem ein Grundwasserkörper durch direkte und indirekte Entnahme beeinträchtigt wird (Art. 2 (26) WRRL 127 Bei größeren Flussgebietseinheiten kann es zweckmäßig sein, diese in Bearbeitungsgebiete/Teileinzugsgebiete zu untergliedern. Die Aufteilung in die Bearbeitungsgebiete ist Aufgabe der an einem Flussgebiet beteiligten Länder bzw. Staaten. Die Bearbeitungsgebiete müssen nach hydrografischen, nur in begründeten Ausnahmen nach verwaltungstechnischen oder anderen Gesichtspunkten ausgerichtet sein.

214 Kapitel 8

rationalisiert, das heißt derart definiert werden, dass Eigentumsrechte an diesen rationalisierten

Zielen ansetzten können (vgl. Kap. 6.1 und 8.1.3.3). Mit Hilfe von modellierten,

landwirtschaftlich verursachten Immissionen können Eigentumsrechte geschaffen und getauscht

werden, da diese die Anforderungen an Indikatoren als Ansatzstelle für Eigentumsrechte erfüllen

(vgl. Abbildung 20 sowie Kap. 6.3.4). In Abhängigkeit der Zielvorgaben für die

Gewässerqualität können für die jeweiligen Regelungsgebiete, z. B. für die Bearbeitungsgebiete,

Ziele bzgl. der landwirtschaftlich verursachten Immissionen aus den Gebieten in die relevanten

Gewässer definiert werden. Hervorzuheben ist, dass diese modellierten Immissionen nicht die

Zustands-Indikatoren ersetzten können, da sie für diesen Zweck (Monitoring) nicht valide genug

sind.

Die Maßnahmen der Maßnahmenprogramme, als zweiter wesentlicher Baustein der

Bewirtschaftungspläne, können direkt an den Immissionen ansetzen. Für die Honorierung

ökologischer Leistungen der Landwirtschaft heißt dies, dass die Honorierung für die

Verminderung von Nährstoffeinträgen ergebnisorientiert gestaltet werden kann. Ob und für

welche Bereiche derartige Instrumente eingesetzt werden, hängt jedoch wesentlich von der

Verteilung der Eigentumsrechte ab.

Im Zuge der Maßnahmenprogramme müssen Eigentumsrechte definiert werden. „Die

Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie wird zweifellos Konkretisierungen zu den

Begriffsinhalten der guten fachlichen Praxis erforderlich machen“ (Quast et al. 2002: 204). Die

mit Hilfe von modellierten Immissionen rationalisierten Ziele können je nach Zuteilung der

Eigentumsrechte zur Durchsetzung gesellschaftlicher Eigentumsrechte (Sozialpflichtigkeit des

Eigentums der Landwirte) oder zur Durchsetzung privater Eigentumsrechte mit Hilfe

ökonomischer Instrumente genutzt werden. Im ersten Fall wäre dies z. B. mit Abgaben möglich,

im zweiten Fall z. B. durch die Honorierung für Leistungen oberhalb der Sozialpflichtigkeit. Es

zeigt sich, dass im Zuge der Erarbeitung der Bewirtschaftungspläne und der Wahl der

Instrumente Eigentumsrechte geschaffen und durchgesetzt werden. Vor diesem Hintergrund ist

eine institutionalisierte Beteiligung der Öffentlichkeit ein wichtiger Baustein, um diesen Prozess

demokratisch zu gestalten.


8.1.2 Bedeutung von Agrarumweltmaßnahmen für N-Immissionsminderung im Zuge

der Umsetzung der WRRL

Die landwirtschaftliche Nutzung wird über die Berücksichtigung der diffusen Belastungen128 in

den Regelungsbereich der Wasserrahmenrichtlinie einbezogen. Die Landwirtschaft in

Deutschland verursacht ca. 48 % der Nitrateinträge aus diffusen Quellen in die

Oberflächengewässer (Isermann 1990). Dies zählt umso mehr, da der Anteil der diffusen Quellen

an dem gesamten Nitrateintrag für Deutschland auf ca. 60 % geschätzt wird (UBA 1997b). Dabei

ist der Austrag von Nitrat mit dem Sickerwasser im Wesentlichen vom Nitratgehalt im

Oberboden und der Wasserspeicherung oder Wasserbewegung im Boden abhängig (Bäumer

1992). „Ein Erreichen der in der WRRL verankerten Ziele wird daher in vielen Fällen nur bei

Änderung der gegenwärtigen landwirtschaftlichen Praxis möglich sein. Die von der

Bundesregierung angestrebte Neuausrichtung der Agrarpolitik stellt eine Chance dar, durch

Verknüpfung von Agrarumwelt- und Fördermaßnahmen mit den Zielen der

Wasserrahmenrichtlinie zu einem verbesserten Gewässerschutz zu gelangen“ (LAWA 2002: 4,

vgl. auch Quast et al. 2002).

Agrarumweltmaßnahmen, die zu einer Verminderung des Eintrages von Nährstoffen oder

Pflanzenschutzmitteln führen, können einen Beitrag zur Umsetzung der Ziele der

Wasserrahmenrichtlinie leisten und werden im Zuge der Aufstellung von Maßnahmen in den

Bewirtschaftungsplänen je nach Problemlage eine mehr oder weniger bedeutende Rolle spielen.

Die LAWA (2002) schlägt z. B. umweltschonenden Maisanbau, den Anbau von

Zwischenfrüchten, konservierende Bodenbearbeitung und extensive Fruchtfolgen als

Agrarumweltmaßnahmen zur Förderung der Zielerreichung der WRRL vor.

Die Frage ist, ob aus der WRRL eine flächendeckende Nachfrage an Zwischenfruchtanbau oder

an einer flächendeckenden konservierenden Bodenbearbeitung abzuleiten ist, für die die

Gesellschaft bereit ist, erhebliche finanzielle Mittel einzusetzen? Ein Blick auf die aktuell in

Brandenburg eingesetzten AUM, die zu einer Verminderung des Nährstoffeinsatzes führen129,

soll die Problematik verdeutlichen.

Insgesamt wurden im Wirtschaftsjahr 2001/2002 auf 220.115 ha Agrarumweltmaßnahmen

durchgeführt, die mit einem verminderten Einsatz von Nährstoffen verbunden waren. Zum einen

unterscheiden sich die Maßnahmen hinsichtlich ihrer Reduzierung an Nährstoffen. So wurde im 128 nicht genau lokalisierbare bzw. flächenhafte Stoffeinträge 129 Extensive Grünlandnutzung (A1, A2), Integrierter Obst- und Gemüsebau (B1), Ökologischer Landbau (B3), Umwandlung von Ackerland in Grünland (B5) vgl. Erläuterungen in Tabelle A-5 im Anhang

216 Kapitel 8

Rahmen der Halbzeitbewertung der AUM in Brandenburg eine Reduzierung des

Stickstoffeinsatzes gegenüber den Nichtteilnehmern an AUM von 68 % bei der extensiven

Grünlandnutzung, um 72 % beim Ökologischen Landbau und um ca. 20 % beim Integrierten

Obst- und Gemüsebau ermittelt (Matzdorf et al. 2003). Zum anderen ist entscheidend, ob die

Einsparung überhaupt eine ökologische Leistung darstellt, das heißt, ob die Maßnahmen dort zu

einer Reduzierung führen, wo Knappheiten auftreten, im hier diskutierten Beispiel, wo eine

Austragsgefährdung besteht und eine Eintragsverminderung in die Gewässer für die Erhaltung

oder Entwicklung der nachgefragten Gewässerqualität notwendig ist. In dem Fall wären die

Agrarumweltmaßnahmen räumlich äquivalente Indikatoren für die Umweltziele (vgl. 6.3.4.1).

Als Ausgangspunkt für eine derartige Bewertung kann die naturräumlich bedingte

Nitrataustragsgefährdung der Standorte genutzt werden. Die Daten dazu liefert eine digitale

Karte von Kersebaum et al. 2004, die in Abbildung A-3 im Anhang dargestellt ist und als

Datengrundlage für die Ableitung von Indikatoren einer ergebnisorientierten Honorierung noch

einmal in Kapitel 8.1.3.2 erläutert wird. Die Auswertung der InVeKoS-Daten (2002) auf

Flurebene ergibt, dass von den ca. 1,3 Mio. ha landwirtschaftlich genutzter Fläche130 24 % in

Fluren liegen, die als relevant für N-Einträge ins Grundwasser (Stufe 2-4, vgl. Abbildung A-3 im

Anhang) bewertet wurden und 74 % in Fluren deren Relevanz als gering bewertet wurde131.

Bzgl. der Lage von eintragsmindernden Agrarumweltmaßnahmen in relevanten Gebieten zeigt

sich, dass auch hierbei die Mehrzahl der Agrarumweltmaßnahmen in Fluren ohne Relevanz liegt.

Insgesamt finden auf 17 % der LF relevante Agrarumweltmaßnahmen statt wobei 13 % in Fluren

stattfinden, deren Relevanz für N-Immissionen ins Grundwasser mit gering bewertet wurden und

4 % auf Fluren mit mittlerer bis sehr hoher Relevanz für N-Immissionen (Abbildung 49). Das

bedeutet, dass mehr als 75 % der eintragsminimierenden AUM auf Flächen stattfinden, die als

nicht bzw. gering relevant bewertet wurden.

130 Angaben aus InVeKoS 2002 im GIS auf Flurebene (Matzdorf et al. 2003) 131 Eine Erläuterung der Bildung der Relevanzklassen erfolgt in Kapitel 8.1.3.2.


Abbildung 49: Eintragsvermindernde Agrarumweltmaßnahmen (AUM) in Brandenburg innerhalb und

außerhalb von sensiblen Gebieten für N-Immissionen ins Grundwasser (eigene Berechnungen, Datengrundlage: Kersebaum et al. 2004 und InVeKoS-Daten 2002)

Unter der hypotetischen Annahme, dass mit den betrachteten AUM überwiegend ein Beitrag zum

Gewässerschutz geleistet werden soll, stellt sich die Frage, ob die Maßnahmenausgestaltung in

dieser Art effizient ist oder ob die Honorierung nicht an andere Indikatoren als lediglich an die

Maßnahmen geknüpft werden sollte, um einen Beitrag für das Erreichen der Ziele der WRRL zu

leisten. Tatsächlich kann der Beitrag von Agrarumweltmaßnahmen bzgl. der Realisierung der

Ziele der WRRL auf eine Verminderung der Immissionen ins Gewässer eingeengt werden. Von

daher liegt es nahe, die Honorierung an eben diese Immissionen zu knüpfen.

8.1.3 Modellierte Stickstoffimmissionen als Anknüpfung für eine ergebnisorientierte

Honorierung am Beispiel des Landes Brandenburg

8.1.3.1 Standortverhältnisse und Bearbeitungsgebiete nach Wasserrahmenrichtlinie

Das Bundesland Brandenburg umfasst eine Fläche von 29.477 km². Die Einwohnerdichte ist mit

88 Einwohnern je km² im Vergleich zu anderen Bundesländern gering. Fast die Hälfte der

Landesfläche Brandenburgs wird landwirtschaftlich genutzt. Im Jahre 2002 betrug die

landwirtschaftliche Nutzfläche 1.339.100 ha und unterteilte sich in 77,5 % Ackerfläche, 22,1 %

Grünland sowie 0,4 % Dauerkulturen. Die Anbaustruktur war 2002 insgesamt durch einen hohen

Anbauumfang an Getreide charakterisiert. Der Getreideanteil an der gesamten Ackerfläche des

Nitrateintragsvermindernde AUM in und außerhalb

von sensiblen Gebieten

20%

4%

13%

2%

61%

LF in nicht sensiblenGebieten gesamt

LF in sensibelen Gebietengesamt

AUM nit. in sensiblenGebieten

AUM nit. in nicht sensiblenGebieten

LF nicht bewertet

218 Kapitel 8

Landes Brandenburg betrug 54,4 %, der Ölfruchtanteil 12,7 % und der Anteil des Feldfutterbaus

12,7 %. Im Jahr 2000 bewirtschafteten in Brandenburg 440 Betriebe 87.217 ha (6,5 % der LF)

nach den Richtlinien des Ökologischen Landbaus. Damit liegt Brandenburg weit über dem

Bundesdurchschnitt von ca. 2 %. Etwa 40 % der Landesfläche Brandenburgs sind als

Schutzgebiete ausgewiesen, davon 5,1 % als Naturschutz- und 32,2 % als

Landschaftsschutzgebiete (LUA 2002).

Mit einer Wasserfläche von 3,4 % der Landesfläche ist Brandenburg eines der gewässerreichsten

Bundesländer. Aufgrund des hohen Redox- und Denitrifikationspotentials in den

Grundwasserleitern kommt es nur in Einzelfällen zu Nitratproblemen im Grundwasser (MLUR

2000).

Das Land Brandenburg ist als gewässerreich, aber niederschlagsarm zu charakterisieren. 34 %

der LN sind als grundwasserferne Sandstandorte geringer Bonität anzusprechen, die sich durch

geringe Wasserhaltefähigkeit auszeichnen und auf längere Trockenperioden mit Ertragsausfällen

reagieren. Ein weiteres Drittel der LN stellen Grundwasser beeinflusste Niedermoorstandorte

dar. In den letzten Jahren wurde dort mit zunehmender extensiver Grünlandnutzung (u.a. durch

AUM) wieder eine höhere Wasserhaltung möglich (MLUR 2003a). Etwa 10 % des

Wasserdargebots der LN werden in Niederungsgebieten durch Entwässerung für eine optimale

landwirtschaftliche Nutzung abgeführt. Insgesamt ist der Landschaftswasserhaushalt in

Brandenburg durch Defizite gekennzeichnet (MLUR 2003a).

Durch den hohen Anteil gut durchlässiger Böden (ca. 60 % Sandstandorte an der LF) und

grundwasserbeeinflusster Standorte (ca. 25 % der LF) besteht eine durchschnittliche

Stoffaustragsgefährdung ins Grundwasser bzw. Oberflächengewässer (Matzdorf & Piorr 2003).

Wenigstens ein Drittel der LF kann für die Belastung von Oberflächengewässern durch diffusen

Nitrataustrag relevant sein. Von diesen so genannten sensiblen Flächen gelangt Nitrat aus dem

Sickerwasser in das Grundwasser und von dort innerhalb weniger Jahre in die Gewässer, wobei

ggf. nur eine geringe Denitrifikation im Grundwasser stattfindet. Hinzu kommen

landwirtschaftliche Flächen mit Rohrdränungen, die ebenfalls als sensibel einzustufen sind.

Diese befinden sich in Brandenburg vorwiegend in der Uckermark und der Prignitz sowie auf

den Grundmoränenplatten Barnim und Lebus (Matzdorf & Piorr 2003).

Die Fließgewässergüte liegt überwiegend in den Güteklassen II-III (kritisch belastet 44,6 % bis

stark verschmutzt 15,5 %). Untersuchungen aus den Jahren 1993/1994 und 1998/1999 zur

Saprobie der Fließgewässer belegen eine deutliche Verbesserung der Gewässergüte

brandenburgischer Flüsse im Zeitraum 1990 bis 2001. Insbesondere die Fließgewässer der


Güteklassen III-IV und IV, die 1990 noch 11,4 % aller untersuchten Abschnitte ausmachten,

haben sich um bis zu drei Gütestufen verbessert (Anteil der Fließgewässer mit Güteklasse III-IV

und IV 0,5 % in 2001). Hinsichtlich der Gewässerstrukturgüte wurde konstatiert, dass kein Fluss

als „unverändert“ oder „gering verändert“ bezeichnet werden kann. Fünf Flüsse sind als „mäßig

verändert“, elf als „deutlich verändert“, sechs als „stark verändert“ und drei als „sehr stark

verändert“ einzustufen. Die Situation hinsichtlich der Entwicklung der Gewässertrophie,

stellvertretend untersucht an der Havel als größtem brandenburgischen Fließgewässer und der

Spree als bedeutendstem Nebenfluss der Havel, hat sich ebenfalls positiv entwickelt. Die

Trophiestufen in den einzelnen Abschnitten verbesserten sich im Zeitraum 1991 bis 2001 um ein

bis zwei Stufen und liegen in den Trophieklassen II (eutroph) bis III-IV (polythroph bis

saprotroph) (LUA 2002). Insgesamt sind 3.710 km des Fließgewässernetzes des Landes

Brandenburg als sensible Fließgewässer eingestuft, von denen 1.719 km einen hohen Schutzwert

(Schutzwertstufe 1-3) haben (LUA 1998).

An den zehn im Rahmen der Wasserrahmenrichtlinie in Deutschland einzurichtenden

Flussgebietseinheiten (Donau, Rhein, Maas, Ems, Weser, Elbe, Oder, Schlei/Trave,

Warnow/Peene und Eider) hat Brandenburg Anteil an Elbe, Oder und Warnow/Peene. Die

Abbildung A-4 im Anhang zeigt die Koordinierungsräume und die im Entwurf vorliegenden

Bearbeitungsgebiete Brandenburgs im Überblick.

8.1.3.2 Methodik und Datengrundlage

Bei der Steuerung der Nährstoffimmissionen aus der Landwirtschaft in die Gewässer ist eine

Unterscheidung der landwirtschaftlichen Nährstoffeintragspfade geboten, da sich die

Eintragspfade hinsichtlich der Stoffkonzentrationen und der den Einträgen zugrunde liegenden

Prozesse stark voneinander unterscheiden. Prinzipiell können vier verschiedene Pfade

unterschieden werden (Behrendt et al. 1999: 47):

• Nährstoffeinträge in die Gewässer über die direkt auf die Wasseroberfläche eines Gebietes

fallenden Niederschläge (atmosphärische Deposition),

• Nährstoffeinträge, die über den Oberflächenabfluss in die Gewässer gelangen,

• Nährstoffeinträge, die an den hypodermischen Abfluss (interflow) bzw. eine schnelle

unterirdische Abflusskomponente gebunden sind, und

• Nährstoffeinträge über das Grundwasser (Basisabfluss) bzw. eine langsame unterirdische

Abflusskomponente.

220 Kapitel 8

In Abbildung 50 wird verdeutlicht, für welchen Eintragspfad im Folgenden die

ergebnisorientierte Honorierung diskutiert wird. Betrachtet werden die Nitrateinträge (als N-

Immission) aus der landwirtschaftlichen Nutzung über das System Boden in das Grundwasser

und von dort aus in die Flusssysteme.

Diese Einengung macht Sinn, da damit für einen bedeutenden Nährstoff sowohl das im Rahmen

der WRRL formulierte Schutzgut ‚Grundwasser’ angesprochen werden kann als auch einer der

wesentlichen Eintragspfade für das Schutzgut ‚Oberflächengewässer’ diskutiert wird. Der

Eintragspfad über das Grundwasser stellt bei Stickstoff mit über zwei drittel den bedeutendsten

Pfad innerhalb der diffusen Quellen dar (vgl. Abbildung 51). Die LAWA empfiehlt daher auch

bei der Ermittlung der signifikanten anthropogenen Belastungen durch diffuse Quellen für

Stickstoff „bei der Stickstoffbelastung die Verhältnisse der Zuleitung aus den

Grundwasserkörpern in die Oberflächengewässer heranzuziehen“ (LAWA 2003: Teil 3, 24). Der

Eintragspfad über den interflow (vgl. Abbildung 50) kann aufgrund der sehr komplizierten

Quantifizierung nicht berücksichtigt werden. Die prinzipielle Wirkung von Dränung wird

bewertet, kann jedoch aufgrund fehlender Daten in die räumliche Bewertung nicht einfließen.


Abbildung 50: Punktuelle und diffuse Eintragspfade und Prozesse in Flussgebieten Deutschlands

Hervorgehoben ist der Pfad für den eine ergebnisorientierte Honorierung in dieser Arbeit diskutiert wird. (Quelle: in Anlehnung an Behrendt et al. 1999)

Nährstoffauswaschungaus der Wurzelzone

Pu

nk

tqu

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ver

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Nährstoffeintrag in die Flusssysteme

Nährstoffretention und -verluste in den Flusssystemen

Nährstoffeintrag in die Meere

Nährstofftransport in den Flüssen

Ero

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mu

ng

Nährstoffbilanz auf der landwirtschaftlichen Nutzfläche

Drä

nage

Basi

sab

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r fl o

w

Retention und Verlustein der

ungesättigten Zone

Retention und Verluste im Grundwasser

Nährstoffüberschuss im Oberboden

Nährstoffeinträge in

das Grundwasser

Nährstoffauswaschungaus der Wurzelzone

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ungesättigten Zone




das Grundwasser





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ungesättigten Zone




das Grundwasser









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ungesättigten Zone




das Grundwasser

222 Kapitel 8

Abbildung 51: Stickstoffeinträge nach Eintragspfaden

(eigene Darstellung, Datenquelle: Behrendt et al. 1999)

Der Transport von Nitrat von den landwirtschaftlichen Flächen in die Flusssysteme erfolgt zum

großen Teil vertikal im ungesättigten Bereich und lateral im Grundwasser. Ausgehend von den

vier ‚Stufen’ des N-Eintragspfades aus der landwirtschaftlichen Nutzung in das Grundwasser

und die Fließgewässer (vgl. Abbildung 52) werden drei ‚Stufen’ diskutiert, auf denen N-

Immissionen quantifiziert bzw. bewertet werden und damit potentiell mit einer Honorierung

verknüpft werden können: die N-Immissionen in die ungesättigte Zone, die N-Immissionen in

das Grundwasser und die N-Immissionen in die Flusssysteme. In Abbildung 52 sind die

Ansatzstellen für die Honorierung, die in dieser Arbeit diskutiert werden, sowie die verwendeten

Modelle bzw. Daten dargestellt132.

132 Die Quantifizierung der Immissionen auf den Oberboden, das heißt die N-Saldenberechnung der Produktionssysteme, ist ebenfalls, in Verbindung mit Standortdaten, ein lohnender Ansatz, wird jedoch in dieser Arbeit nicht diskutiert.

Diffuse Stickstoffeinträge aus Deutschland

nach Eintragspfaden (1993-97)

Erosion2%

Dränagen21%

Abschwem-mung2%

Atmosph. Deposition

2%

Urbane Flächen

6%

Grundwasser

67%


Abbildung 52: Stufen des landwirtschaftlichen N-Eintrages als Ansatzstelle für eine ergebnisorientierte

Honorierung (Aufgeführt sind vorhandene Datengrundlagen für Brandenburg.)

Unter der Annahme, dass die Landwirte nicht bereit sind, unkalkulierbares Risiko zu

übernehmen (vgl. Diskussion in Kap. 6.3.5.1) und der prinzipiellen Schwierigkeit, N-

Immissionen zu messen, erfolgt die Indikatorendiskussion für modellierte N-Immissionen. Was

in dieser Diskussion nicht geleistet werden kann, ist eine ausführliche Bewertung des

verwendeten Modells. Prinzipiell ist dieser Aspekt entscheidend für das Risiko, das die

Gesellschaft vom Landwirt durch modellierte Indikatoren übernimmt (vgl. Kap. 6.3.5.1). Von

daher ist die Diskussion zur Validität der Modelle selbstverständlich für den tatsächlichen Erfolg

der Honorierung bzgl. der ökologischen Güter (landwirtschaftlich beeinflusste Qualität des

Grundwassers und der Oberflächengewässer) entscheidend.

Es sollte sich bei der Verwendung des Modells vor Augen geführt werden, dass die Variabilität

der realen Produktionsverfahren sowie der Standortverhältnisse sehr stark vereinfacht werden.

So werden die Anbauverfahren über standardisierte Fruchtfolgen erfasst (vgl. Kersebaum 1995,

Kersebaum & Beblik 2001), die im Einzelfall, auf der Objektebene, stark von den tatsächlichen

Anbauverhältnissen abweichen können. In Verbindung mit dem grundsätzlichen Problem der

Operationalisierung der Standortvielfalt werden die Grenzen der Validität für den Einzelfall sehr

deutlich.

N-Emissionen aus dem

landwirtschaftlichen Verfahren

N-Emissionen aus der

Wurzelzone

N-Immissionen in die

ungesättigte Zone

N-Emissionen aus der

ungesättigten Zone

N-Immissionen in das

Grundwasser

N-Emissionen aus dem

Grundwasser

N-Immissionen in die

Flusssysteme

Ursache

Wirkung

(1)

(2)

(3)

(4)

digitale Standortdaten

(Steidl et al. 2003)

digitale Standortdaten

(Kersebaum et al. 2004)

Quantifizierte N-Immissionen in

die ungesättigte Zone

Bewertete N-Immissionen in das

Grundwasser

Bewertete N-Immissionen in die

Flusssysteme

Diskutierte Ansatzstellen für die

Honorierung Stufen des landwirtschaftlichen N-Eintrages

N-Immissionen auf den

Oberboden

Modellierung des N-Austrags aus der

Wurzelzone mit Hilfe des Modell

HERMES (Kersebaum 1989, 95)

224 Kapitel 8

Für die Nutzung von Modellen für ergebnisorientierte Honorierungsansätze sind daher die

Weiterentwicklung der Modelle sowie die wissenschaftliche Diskussion zur Validität der

Modelle entscheidend (vgl. z. B. Umweltbundesamt 1997).133

Ausgangpunkt für das in dieser Arbeit diskutierte Beispiel sind für Brandenburg flächendeckend

vorhandene Daten. Diese Einschränkung wurde bewusst gewählt, um den Ansatz auf der

aktuellen Planungsebene für Agrarumweltprogramme, dem Bundesland, diskutieren zu können.

Folgende Daten werden genutzt:

• Modellierte Nitrateinträge aus den landwirtschaftlichen Flächen Brandenburgs in die

ungesättigte Zone mit Hilfe des Modells HERMES unter vier Szenarien: konventionelle

Ackernutzung, Ökologischer Landbau, konventionelle Grünlandnutzung, extensive

Grünlandnutzung (Kersebaum 2004),

• Fluren Brandenburgs, die aufgrund der naturräumlichen Standortbedingungen für die

Belastung von Grundwasser durch diffusen Nitrateintrag aus der Landwirtschaft relevant

sind (Kersebaum et al. 2004),

• Landwirtschaftliche Standorte Brandenburgs, die aufgrund der naturräumlichen Standort-

bedingungen für die Belastung von Oberflächengewässern durch diffusen Nitrateintrag

relevant sind (Steidl et al. 2003),

• InVeKoS (2002): Datenbestand – Integriertes Verwaltungs- und Kontrollsystem auf

Flurebene (LVL).134

Modellierung der N-Immissionen in die ungesättigte Zone (N-Emission aus der

Wurzelzone) mit HERMES

Für den Bereich der Stickstoffdynamik liegen Modellansätzen vor (Übersicht z. B. in Diekkrüger

et al. 1995, Engel et al. 1993). Für die vorliegende Arbeit konnte für Brandenburg der

flächendeckend modellierte Nitrataustrag aus der Wurzelzone (= N-Immissionen in die

133 Dem hier etwas sorglosen Umgang mit dem Problem sei ein Diskussionsbeitrag von Hofreither auf dem Workshop „Stoffbilanzierung in der Landwirtschaft – ein Instrument für den Umweltschutz?!“ vorangestellt: „Es wird erst eine Änderung geben, wenn die gesellschaftlichen Präferenzen in diese Richtung gehen. Wenn Grundwasser in der Prioritätenreihung ganz vorn ist, haben wir die Lösung. Wir müssen also Argumente haben, um das aufzubereiten. Ob unsere Messmethoden dabei exakt sind oder um 3 oder um 17 % abweichen, interessiert die 95 % der Österreicher, die mit Landwirtschaft nichts zu tun haben, nicht“ (in Umweltbundesamt 1997). 134 gekoppelt an digitale Flurübersichtskarte des Landes Brandenburg. Stand 27.03.2002 (Nutzung mit Genehmigung der LGB, GB-G I/99) (LvermA)


ungesättigte Zone) für vier verschiedene landwirtschaftliche Verfahren genutzt werden

(Kersebaum 2004). Die Modellierung erfolgte mit dem Modell HERMES (Kersebaum 1989,

1995). Das Modell HERMES stellt ein prozessorientiertes deterministisch-empirisches Modell

zur Simulierung der N-Dynamik dar (Kersebaum 1989). Das Modell berücksichtigt die

wesentlichen Prozesse der N-Dynamik im System Boden-Pflanze. Simuliert werden in

Abhängigkeit von Boden, Witterung und Bewirtschaftung der Wasserhaushalt (Verdunstung,

Wasserflüsse, Sickerwasserbildung bzw. kapillarer Aufstieg), die N-Mineralisation aus

organischer Substanz des Bodens und aus Ernteresiduen, die Denitrifikation, der N-Transport mit

dem Sickerwasser sowie die N-Aufnahme der Pflanzen. Einfache Abschätzungen werden zu

NH3-Verlusten und dem Anteil der N2-Fixierung an der Gesamtaufnahme der Pflanze gemacht.

Die Simulation liefert Aussagen über die durchschnittliche Grundwasserneubildung und

jährliche Nitratauswaschungen ganzer Fruchtfolgen. Zur Abbildung der unterschiedlichen

Kulturarten wurden pflanzenspezifische Parameter zu Wachstum und Pflanzenentwicklung

verwendet, die jedoch mit Ausnahme der Getreidearten bislang nur grob justiert sind. Eine

detaillierte Beschreibung des Modells ist in Kersebaum (1995) sowie in Kersebaum & Beblik

(2001) zu finden.

Mit dem Modell HERMES wurden für ganz Brandenburg der Stickstoffhaushalt in der

durchwurzelten Zone und die N-Emissionen mit dem Sickerwasser durch die Kombination von

Bodentypen, Grundwasserstand, Klimaregionen und Fruchtfolgen für landwirtschaftliche

Standortklassen für den Nitrataustrag aus der Wurzelzone über die gesamte LF unter

• konventioneller Ackernutzung (AL konv.),

• Ackernutzung im Ökologischen Landbau (AL öL),

• konventionelle Grünlandnutzung (GL konv.) und

• extensive Grünlandnutzung (GL ext.)

simuliert. Datenbasis dafür waren die natürlichen Standorteinheiten und Grundwasserstufen der

Mittelmaßstäbigen landwirtschaftlichen Standortkartierung (MMK 1:10000), mittlere jährliche

Niederschlagshöhen, hydrologische Karten zum Grundwasserflurabstand und zu entwässerten

Gebieten sowie die Biotoptypen- und Landnutzungskartierung von Brandenburg (MUNR 1995)

zur räumlichen Verteilung von Acker-, Grünland und Wald135. Es wurden standort- und

135 Eine Prüfung der Übereinstimmung des räumlichen Anteils von AL und GL über ‚CORINE land cover’ mit aktuellen Flächenangaben zur landwirtschaftlichen Nutzung (InVeKoS 2002) auf Flurebene und der Biotoptypen- und Landnutzungskartierung Brandenburgs und den InVeKoS-Daten ergab eine bessere Korrelation bei den Daten aus der Biotoptypenkartierung (Prüfung erfolgte im Rahmen der Halbzeitbewertung des EPLR Brandenburgs).

226 Kapitel 8

nutzungssystemspezifische elementare Fruchtfolgen für Ökologischen und konventionellen

Landbau definiert. Die fruchtartenspezifischen Düngungsaufwendungen für den konventionellen

Landbau wurden in Abhängigkeit von standortspezifisch geschätzten Erträgen angesetzt (Piorr

1999, vgl. auch Kersebaum et al. 2003). Die ökologischen Anbauverfahren orientieren sich an

der EU-Verordnung zum Ökologischen Landbau (VO (EG) 1257/1991). Die durchschnittlichen

Effekte der Kombinationen von Boden und Produktionssystem sowie Grundwasser und

Produktionssystem sind für die vier Nutzungsvarianten (s.o.) in Kersebaum et al. (2003b) für das

Elbeeinzugsgebiet von Brandenburg dargestellt.

Fluren von Brandenburg, die aufgrund der naturräumlichen Standortbedingungen für die

Belastung des Grundwassers durch diffusen Nitrateintrag aus der Landwirtschaft relevant sind (Kersebaum et al. 2004)

Das Reduktionspotential in der ungesättigten Zone wird als eher gering bis unbedeutend

eingeschätzt (z. B. Becker 1999). Schwierigkeiten bereiten jedoch die Prozesse im Bereich des

interflow (Behrendt et al. 1999). Bedeutung für den jeweiligen Grundwasserkörper hat die

Grundwasserbedeckung, da sie den darunter liegenden Grundwasserkörper vor vertikalen

Einträgen aus der Fracht des Sickerwassers schützt (Dannowski et al. 2002). In bedeckten

Grundwasserkörpern ist zudem häufig ein reduzierendes Milieu anzutreffen, das den Nitratabbau

im Grundwasser begünstigt (Wendland & Kunkel 1999).

Auf der Grundlage von Standorttypen der MMK, Klima (Niederschlagsklassen) und

Grundwasserflurabstand wurde die mittlere Austauschhäufigkeit des Bodenwassers in der

Wurzelzone berechnet und in Verbindung mit der Grundwasserdeckung die potentielle

Nitrateintragsgefährdung ins Grundwasser nutzungsunabhängig und konturenbezogen bewertet.

Durch die Kombination von Austauschhäufigkeit und Grundwasserdeckung erfolgte eine

Bewertung der Standorte in fünf Relevanzklassen, von äußerst relevant bis sehr wenig relevant

(vgl. Tabelle 12). Die Bewertung der Austauschhäufigkeit ist angelehnt an die Bewertung nach

DIN 19732136.

136 DIN 19732: Bestimmung des standörtlichen Verlagerungspotentials von nichtsorbierbaren Stoffen. Juni 1997.


Tabelle 12: Beschreibung der Relevanzklassen von landwirtschaftlichen Standorten für die N-Immissionen

ins Grundwasser

Austauschhäufigkeit 1*a-1

in %

Bedeckung des Grundwasserleiters

< 70 70-100 100-150 150-250 > 250

bedeckt sehr gering sehr gering gering gering mittel

wechselhaft sehr gering gering mittel mittel sehr

unbedeckt sehr gering gering mittel sehr äußerst

Quelle: Kersebaum et al. 2004

Die Daten der landwirtschaftlichen Nutzung (InVeKoS-Daten) liegen für Brandenburg auf der

Flurebene vor (Flurübersichtskarte LvermA 2002). Damit stellt die Flur die kleinste gemeinsame

geographische Einheit von naturräumlichen und landwirtschaftlichen Daten dar (durchschnittlich

120 ha). Auf der Grundlage der bewerteten naturräumlichen Standortdaten zur N-

Immissionsgefährdung (Konturenbezug) erfolgte eine Bewertung auf der Flurebene. Dieses ‘up-

scaling’ erfolgte mit Hilfe der Methode VERMOST (Vergleichsmethode Standort) (vgl. Thiere

et al. 1991, Deumlich et al. 1997). Ergebnis sind Fluren, die die naturräumliche Relevanz der

landwirtschaftlichen Fläche (ohne aktuelle Nutzung) für N-Immissionen ins Grundwasser

darstellen (Abbildung A-3 im Anhang).

Landwirtschaftliche Standorte Brandenburgs, die aufgrund der naturräumlichen

Standortbedingungen für die Belastung von Oberflächengewässern durch diffusen Nitrateintrag relevant sind (Steidl et al. 2003)

Die Zeitspannen für den Transport von N-Emissionen über den Pfad Boden, Versickerung und

Grundwasser in die Oberflächengewässer differieren für die Standorte eines Flussgebietes

erheblich. Hinzu kommen standortabhängige Abbau- und Umwandlungsprozesse. In die

Bewertung der Relevanz von Standorten für die Gewässerbelastung durch Nitrateintrag sind

folgende Standorteigenschaften eingegangen (Steidl et al. 2002a):

• Hydrologisches Standortregime (Versickerungsfähigkeit, Staunässe- und

Grundwassereinfluss),

• Wasserspeichervermögen des Standortes,

• Entwässerung durch Grundwasserregulierungsanlagen oder Rohrdränungen,

228 Kapitel 8

• Eintragszeit des Stofftransfers von der Wurzelzone in die Entlastungsgewässer oder die

begleitenden Niederungen,

• Landnutzungsklasse des Standortes (Acker, Grünland, Siedlung usw.).

Für die Bewertung der Relevanz der Standorte für N-Immissionen in das Flusssystem ist die

Austragszeit ab dem Emissionsort (Grundwasser) die wichtigste, da mit der Dauer der

Austragszeit die Abbauprozesse länger wirken können. Im Gegensatz zu den aeroben

Bedingungen (ungesättigte Zone) findet unter anaeroben Bedingungen (Grundwasser) auf vielen

Standorten mikrobieller Nitratabbau statt (Obermann 1982, Böttcher et al. 1989). Wendland &

Kunkel (1999) haben für den überwiegenden Teil des Lockergesteinsbereiches des

Elbeeinzugsgebietes nitratabbauende Bedingungen ausgewiesen.

Die Austragszeit umfasst die Zeitspanne des Stofftransports von der Sickerwasserbildung bis zur

Exfiltration in ein Entlastungsgewässer oder dessen begleitende Niederungen, wobei für die hier

vorgenommene Bewertung die Zeitspanne ab dem Eintritt ins Grundwasser relevant ist.

Maßgeblich für die Austragszeit sind die Länge des Transportweges vom Emissionsort zum

Entlastungsgewässer, die Durchlässigkeit der grundwasserleitenden Gesteinseinheiten, die Höhe

der Grundwasserneubildung und das sich einstellende Grundwassergefälle (Steidl et al. 2002b:

93). Je nach der Entfernung zwischen Emissionsort und Entlastungsgewässer oder begleitenden

Niederungen kann der Stofftransit im Grundwasser also Jahre, Jahrzehnte bis Jahrhunderte

dauern. Unter Annahme einer Halbwertzeit von Nitrat unter anaeroben Bedingungen von fünf

Jahren und unter Rückgriff auf die autotrophe Denitrifikationsgleichung von Böttcher et al.

(1985, 1989) haben Steidl et al. (2002b) die Standorte entsprechend der Austragszeit in vier

Klassen eingestuft (vgl. Tabelle 13). Darüber hinaus wurden landwirtschaftliche Standorte mit

einem potentiellen Grundwasserflurabstand von weniger als 10 dm und einer ausgeglichenen

oder negativen klimatischen Wasserbilanz als ‚kaum relevant’ bewertet (vgl. Tabelle 13). Die

Bewertung der Standorte liegt auf Konturebene vor und wurde bisher noch nicht auf Flurebene

aggregiert (Abbildung A-5 im Anhang).


Tabelle 13: Beschreibung der Relevanzklassen von landwirtschaftlichen Standorten für die N-Immissionen in

die Oberflächengewässer

Relevanzklasse Beschreibung

sehr relevant

landwirtschaftliche Standorte mit einem transitpfadbezogenen Retentionspotential von höchstens 50 % (das bedeutet Transitzeiten von weniger als 5 bis 10 Jahren) sowie auch

• landwirtschaftliche Standorte in Gewässernähe (< 50 m) und einem potentiellen Grundwasserflurabstand von mehr als 10 dm

• landwirtschaftliche Standorte mit einem potentiellen Grundwasserflurabstand von weniger als 10 dm und einer positiven klimatischen Wasserbilanz

• landwirtschaftliche Standorte mit Dränanlagen (können aus Gründen der Datenverfügbarkeit aktuell nicht berücksichtigt werden)

relevant landwirtschaftliche Standorte mit einem transitpfadbezogenen Retentionspotential von mehr als 50 % aber höchstens 90 % (das bedeutet Transitzeiten zwischen 15 und 30 Jahren)

gering relevant

• landwirtschaftliche Standorte mit einem transitpfadbezogenen Retentionspotential von mehr als 90 %, aber höchstens 99 % (das bedeutet Transitzeiten zwischen 30 bis 55 Jahren)

• landwirtschaftliche Standorte mit einem potentiellen Grundwasserflurabstand von weniger als 10 dm und einer ausgeglichenen oder negativen klimatischen Wasserbilanz

nicht relevant landwirtschaftliche Standorte mit einem transitpfadbezogenen Retentionspotential von mehr als 99 % (das bedeutet Transitzeiten von mehr als 55 Jahren)

Quelle: Steidl et al. 2003, leicht verändert

8.1.3.3 Ermittlung der N-Immissionen

N-Immissionen erfüllen prinzipiell die Anforderungen an Agrarumweltindikatoren als Scharnier

zwischen Umweltzielen und Honorierungsinstrumenten (vgl. Kap. 6.3.4). Sie genügen dem

Anforderungskriterium der räumlichen Äquivalenz, denn sie sind auf landwirtschaftliche Fläche

(ha) normierbar und sind prinzipiell in allen Räumen valide gegenüber der durch die

Landwirtschaft beeinflussten Gewässerqualität. Was sich in den Räumen unterscheidet, sind die

Zielwerte. Dies hat Einfluss auf die praktische Erhebbarkeit. Die fehlende Problemkompatibilität

wird durch die Modellierung aufgehoben. Das Gleiche gilt für die Zeitäquivalenz137.

Immissionen sind sowohl den Landwirten als auch der Gesellschaft anschaulich vermittelbar und

sehr gut normierbar. Bei der Normierung ergibt sich allerdings für modellierte Indikatoren das

Problem, dass die modellierten Eingangsvariablen im Rahmen des EU-Prüfverfahrens bestehen

137 Damit ist nicht die fehlende Validität aufgehoben, vgl. Diskussion in Kapitel 8.1.3.2!

230 Kapitel 8

müssen (vgl. auch Anlastungsrisiko S. 129). Die praktische Erhebbarkeit stellt auch bei

modellierten Indikatoren ein Problem bzgl. des Aufwandes und der notwendigen Daten dar.

Gerade in diesem Bereich lässt jedoch die kurzfristige Entwicklung, bezogen auf die

naturräumlich bedingten Eingangsvariablen der Modelle, wesentliche Verbesserung erwarten

(vgl. Kap. 8.1.3.5).

Quantifizierung der N-Immissionen in die ungesättigte Zone

Dem Landwirt stehen prinzipiell zwei Handlungsebenen zur Verfügung, auf denen er agieren

kann, um die N-Immissionen zu vermindern:

1. das landwirtschaftliche Verfahren,

2. die Wahl des Standortes.

Auf diese beiden ‚Stellschrauben’ muss auch im Zuge der Modellierung reagiert werden. Für ein

Modell wie HERMES, das für die N-Immissionen in die ungesättigte Zone bereits beide

Parameter verknüpft, entsteht dadurch das Problem, dass sich die zu modellierenden

Handlungsalternativen stark erhöhen.

Mit dem Modell HERMES können N-Immissionen in kg N/(ha a) in die ungesättigte Zone über

eine Fruchtfolge errechnet werden. Damit können einerseits in der Quantifizierung

Standortparameter berücksichtigt werden, auf der anderen Seite stehen dem Landwirt damit aber

auch nur ‚vorgedachte’ Bewirtschaftungsalternativen zur Verfügung, nämlich die, für die die

Immissionen modelliert worden sind. Das heißt, die Schaffung von Handlungsalternativen,

zwischen denen der Landwirt entscheiden kann, sind für die erste ‚Schraube’, die Wahl der

landwirtschaftlichen Verfahren, relativ eng begrenzt. Für den Modellierungsansatz von

HERMES spricht jedoch, dass die modellierten N-Immissionen Durchschnittswerte über eine

Fruchtfolge darstellen. Eine Honorierung lediglich an einen einjährig ermittelten Saldo zu

knüpfen, würde nur dann sinnvoll sein, wenn das ökonomische Instrument so ausgestaltet wird,

dass es in beiden Richtungen wirkt. Um einen Referenzwert herum müsste ein Saldo, der

oberhalb liegt, mit einer Abgabe geahndet und ein unterhalb liegender Saldo honoriert werden.

Würde dies nicht berücksichtigt werden, könnten die Landwirte sich die Verringerung von

Emissionen für bestimmte Fruchtfolgeglieder honorieren lassen und dennoch aufgrund von

Kulturen mit hohen Emissionen in den Folgejahren eine N-Austragserhöhung verursachen.

Es werden im Folgenden die Potentiale an N-Immissionsverminderung in die ungesättigte Zone

für drei landwirtschaftliche Szenarien standortabhängig auf der Konturebene berechnet und im


zweiten Schritt auf die Flurebene aggregiert. Ziel ist es, für ganz Brandenburg für die

ökologische Ackernutzung138, die extensive Grünlandnutzung und die Umwandlung von

konventionell genutztem Ackerland in extensiv genutztes Grünland auf Flurebene das Potential

an Verminderung der N-Immissionen pro ha und Jahr in die ungesättigte Zone darzustellen.

Ergebnis ist die Verminderung von N-Immissionen in die ungesättigte Zone in kg/(ha a) für drei

Verfahren auf einer großmaßstäbigen administrativen, landwirtschaftlichen Einheit (Flur), die in

Brandenburg bereits aktuell über GIS-Systeme mit den InVeKoS-Daten verknüpft ist.

Ausgangspunkt sind die modellierten N-Immissionen (jeweils über die gesamte LF, jedoch nach

AL und GL unterscheidbar) auf Konturenebene (Kersebaum 2004) von:

• konventioneller Ackernutzung (AL konv.),

• ökologischer Ackernutzung (AL öL),

• konventioneller Grünlandnutzung (GL konv.) und

• extensiver Grünlandnutzung (GL ext.).

Es wurden für die Standortvarianten die N-Immissionen in die ungesättigte Zone berechnet. Für

Brandenburg entstanden 422.606 räumlich verortete Konturen, denen neben den modellierten N-

Immissionen pro kg N/(ha a) für die vier Varianten auch der aktuelle Nutzungstyp (Grünland

oder Ackerland) auf der Grundlage der Biotoptypen- und Landnutzungskartierung von

Brandenburg (MUNR 1995) zugeordnet wurde.

Ausgehend von diesen Daten, wurde im ersten Schritt die N-Immission in kg N/(ha a) errechnet,

die jeweils bei einer konventionellen und bei einer ökologischen Ackernutzung der

Brandenburger Ackerflächen anfällt.

Die durchschnittliche N-Immission über ganz Brandenburg beträgt bei der konventionellen

Ackernutzung 47,4 kg N/(ha a) und bei ökologischen Ackernutzung 27,4 kg N/(ha a). Dabei

schwanken die Austräge von 0 bis 87 kg N/(ha a) bei der konventionellen und von 0 bis 67,6

kg N/(ha a) bei der ökologischen Ackernutzung. Für die zwei Grünlandvarianten konnten

Durchschnittswerte von 9,3 (0 bis 45,1) kg N/(ha a) für konventionell und 1,6 (0-14,4)

138 ökologische Ackernutzung = Ackerbau des Ökologischen Landbaus

232 Kapitel 8

kg N/(ha a) für extensiv genutztes Grünland für Brandenburg ermittelt werden. Die Ergebnisse

der räumlichen Verteilung der Austräge für ganz Brandenburg sind in den Abbildungen A-6 bis

A-9 im Anhang für die vier Nutzungsvarianten dargestellt.

Um das N-Immissionsverminderungspotential, das aufgrund der Verfahrens- und Standort-

kombination entsteht, räumlich differenziert zu ermitteln, wurden drei Szenarien auf

Konturenebene berechnet:

Szenario 1: die Umstellung von konventioneller Ackernutzung auf ökologische Ackernutzung

für alle Ackerstandorte (AL ökol. - AL konv.);

Szenario 2: die Umstellung von konventioneller Grünlandnutzung auf extensive

Grünlandnutzung für alle Grünlandstandorte (GL ext. - GL konv.);

Szenario 3: die Umstellung von konventioneller Ackernutzung auf extensive Grünlandnutzung

für alle AL-Standorte (GL ext. - AL konv.).

Die jeweiligen Differenzen stellen das Verminderungspotential der einzelnen Konturen dar. Die

jeweiligen Konturen wurden flächengewogen pro Flur gemittelt und stehen nun als Information

pro Flur zur Verfügung. Die Heterogenität der Konturen innerhalb einer Flur ist beispielhaft in

Abbildung A-10 im Anhang dargestellt. Die Ergebnisse der räumlichen Verteilung sind für

Flurklassen für die drei Verfahren in den Abbildungen A-11 bis A-13 im Anhang demonstriert.

Wie zu erwarten war, sind die größten Potentiale im Szenario 3 zu erkennen und die geringsten

im Szenario 2. So kann auf 35 % der Fluren durch eine Umwandlung von konventionell

genutzten Ackerflächen in extensives Grünland mehr als 50 kg N/(ha a) an Immissionen

vermindert werden. Derartig hohe Potentiale werden durch die ökologische gegenüber der

konventionellen Ackernutzung nur auf unter 2 % der Fluren und durch die extensive

Grünlandnutzung gegenüber der konventionellen gar nicht erreicht. In Abbildung 53 ist die

Verteilung der Fluren in den Potentialklassen für alle drei Szenarien dargestellt.


Abbildung 53: Potential an N-Immissionsverminderung in den drei Szenarien anhand der Verteilung der

Fluren in den Potentialklassen (eigene Berechnungen, Datenquelle: Kersebaum 2004 und InVeKoS-Daten 2002)

Entscheidend im Rahmen der Nutzung der N-Immissionen für Honorierungsansätze

(weiterführend Kap. 8.1.3.4) ist jedoch die Verteilung der tatsächlichen Potentialflächen bzgl.

der drei eintragsreduzierenden Maßnahmen. Die Angaben zur N-Immissionsverminderung pro

Szenario als Durchschnittswert für die jeweiligen Acker- und Grünlandflächen in der Flur

ermöglichen eine Verbindung zu den aktuellen landwirtschaftlichen Daten (InVeKoS-Daten

2002 zu AL und GL), so dass die Potentialflächen auf der Grundlage der aktuellen

Flächennutzung ermittelt werden können. Die Verteilung der Potentialflächen sind in

Abhängigkeit vom N-Immissionsverminderungspotential in Abbildung 54 bis Abbildung 56

differenziert dargestellt. Es zeigt sich, dass die Zuordnung der Fluren (Anzahl) weitgehend mit

dem Flächenumfang der Potentialflächen übereinstimmen. Beim Szenario 1, der ökologischen

Ackernutzung, liegen die größten Flächenanteile in den Klassen von 15-30 kg N-

Verminderung/(ha a) (Abbildung 54), im Szenario 2, bei der extensiven Grünlandnutzung, in den

Klassen 0-10 kg N/(ha a) (Abbildung 55). Bei der Umwandlung von Acker- in Grünland

(Szenario 3) ist die Häufung weniger eindeutig. Der höchste Flächenanteil liegt jedoch zwischen

60 und 75 kg N/(ha a) (Abbildung 56). Eine derart detaillierte Betrachtung ist insbesondere für

Verteilung der Fluren (n = 9.507) bzgl. ihrer

modellierten N-Immissionsverminderung

0%

20%

40%

60%

80%

100%

> 80 0,00 0,00 0,00

> 65 und <= 80 0,00 0,00 16,36

> 50 und <= 65 1,75 0,00 34,86

> 35 und <= 50 6,64 0,26 18,88

> 20 und <= 35 33,46 20,24 9,30

> 0 und <= 20 50,36 62,06 13,64

0 7,80 17,45 6,95

AL ökol. GL ext.AL konv. in GL

ext.kg N/ (ha a)

234 Kapitel 8

die spätere Verknüpfung mit der Honorierung von Interesse, da damit die Steuerungswirkung

einer ergebnisorientierten Honorierung bewertet werden kann (vgl. Kap. 8.1.3.4).

Abbildung 54: Verteilung der Potentialflächen für die Verminderung von N-Immissionen unter Szenario 1

(eigene Berechnungen, Datenquelle: Kersebaum 2004 und InVeKoS-Daten 2002)



Anteil der Ackerflächen und der Fluren in

N-Immissionsverminderungsgebieten durch ökologischen

Ackerbau

0,00

50,00

100,00

150,00

200,00

250,00

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65

Verminderung der N-Immission in kg/ (ha a)

AL

in

Tau

sen

d h

a

0

500

1000

1500

2000

2500

An

zah

l d

er

Flu

ren

InVeKoS-Fläche AL 2002 Anzahl der Fluren

Anteil der Grünlandflächen und der Fluren in

N-Immissionsverminderungsgebieten durch

extensive Grünlandnutzung

0,00

10,00

20,00

30,00

40,00

50,00

60,00

70,00

80,00

90,00

100,00

0 5 10 15 20 25 30 35 40


GL

in

Tau

sen

d h

a

0

500

1000

1500

2000

2500

An

zah

l d

er

Flu

ren

InVeKoS-Fläche GL 2002 Anzahl der Fluren




Auf der Grundlage dieser Daten wurde ein flächengewogener Mittelwert des N-

Verminderungspotentials pro ha der aktuellen Potentialfläche für die drei Bewirtschaftungs-

varianten berechnet. Demnach können durch die ökologische Ackernutzung im Durchschnitt

20,1, durch die extensive Grünlandnutzung 5,8 und durch die Umstellung von Ackerland auf

extensiv genutztes Grünland 44,0 kg N/(ha a) Immissionen in die ungesättigte Zone vermindert

werden (siehe Abbildung 57). Die Ermittlung der maximalen N-Immissionsverminderung für

Brandenburg ergibt, dass mit der ökologischen Ackernutzung 19.712 Tonnen im Jahr gegenüber

einer konventionellen Nutzung, durch die extensive Nutzung des gesamten Grünlandes 1.563

Tonnen im Jahr gegenüber einer konventionellen Nutzung und durch die Umwandlung des

gesamten Ackerlandes in extensiv genutztes Grünland 43.829 Tonnen N pro Jahr erreicht werden

könnten (vgl. Abbildung 57). 46.769 ha Ackerland und 28.760 ha Grünland wurden allerdings

nicht mit berücksichtigt139, da für diese Flächen keine Angaben zum Verminderungspotential auf

Flurebene vorlagen. Nimmt man für die InVeKoS-Flächen dieser Fluren den jeweiligen

Mittelwert an, würden sich die absoluten N-Immissionsverminderungen pro Jahr noch einmal

139 Angaben zu AL und GL (MLUR 2003b)

Anteil der Ackerflächen und der Fluren in

N-Immissionsverminderungsgebieten durch Umw andlung von

konventionellem AL in extensives GL

0,00

20,00

40,00

60,00

80,00

100,00

120,00

140,00

160,00

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80


AL

in

Tau

sen

d h

a

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

An

zah

l d

er

Flu

ren

InVeKoS-Fläche AL 2002 Anzahl der Fluren

236 Kapitel 8

um 940 für Ökologischen Landbau, 166 für extensive Grünlandnutzung und 2.057 Tonnen pro

Jahr für die Umwandlung von Ackerland in Grünland erhöhen.

Die Auswertung der InVeKoS-Daten pro Flur bzgl. der im Jahr 2002 angewendeten

Agrarumweltmaßnahmen ergab, dass mit diesen im Durchschnitt des Ökologischen Landbaus

19,1, mit der extensiven Grünlandnutzung 6,1 und mit der Umwandlung von Ackerland in

Grünland 50,8 kg N/(ha a) Immissionen verhindert werden140 (vgl. Werte in Klammern in

Abbildung 57). Damit bestätigt sich, dass die Maßnahmen wenig zielgerichtet sind, sondern eher

die Durchschnittswerte von Brandenburg erreichen. Lediglich bei der Umwandlung von

Ackerland in Grünland zeigen die Werte, dass die aktuellen Maßnahmen überdurchschnittlich

effektiv sind.

Abbildung 57: N-Immissionsverminderung für drei Szenarien

In Klammern sind die Werte für die aktuell stattfindenden Agrarumweltmaßnahmen aufgeführt. (eigene Berechnungen, Datenquelle: Kersebaum 2004 und InVeKoS-Daten 2002)

Mit diesen Daten kann die Honorierung für die drei Verfahren prinzipiell ergebnisorientiert bzgl.

des Ziels N-Immissionsverminderung gestaltet werden. Allerdings sind die dargestellten

Immissionen nur Indikatoren für die ungesättigte Zone. Die eigentlichen Schutzgüter

140 B3 AL = Ökologischer Landbau, A1, A2, B3 GL = extensive Grünlandnutzung, B5 = Umwandlung von Ackerland in extensiv genutztes Grünland, vgl. Tabelle A-5 im Anhang

N-Immissionsverminderungspotential von drei Szenarien für

Brandenburg

43829

1563

19712

44,3

20,1

5,8

0

5000

10000

15000

20000

25000

30000

35000

40000

45000

50000

aktuell genutztes Ackerland wird

ökologisch genutzt

aktuelles Grünland wird extensiv

genutzt

aktuelles Ackerland wird in Grünland

umgewandelt

t N

pro

Ja

hr

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

50

kg

N p

ro h

a u

nd

Ja

hr

N-Immissionsreduzierungspotential in t N/ a

Flächengewogenes Mittel des N-Immissionsreduzierungspotentials in kg N/ (ha a)

(6,1)

(19,1)

(50,8)


‚landwirtschaftlich beeinflusste Qualität des Grundwassers’ und ‚landwirtschaftlich beeinflusste

Qualität der Fließgewässer’ werden damit noch nicht indikativ abgebildet. Dazu sind die

Immissionen in eben diese beiden Schutzgüter zu quantifizieren oder mindestens zu bewerten.

Bewertung der N-Immissionen in das Grundwasser

Bisher liegen für die Quantifizierung der Immissionen in das Grundwasser keine

flächenrelevanten Modelle vor. Für Brandenburg erfolgte eine Bewertung der

landwirtschaftlichen Standorte bzgl. ihrer Relevanz für Einträge ins Grundwasser aus der

Kombination der Austauschhäufigkeit im Bodenwasser und der Grundwasserbedeckung

(Kersebaum et al. 2004) (vgl. Kap. 8.1.3.2). Diese Bewertung liegt auf Flurebene vor, so dass

damit die modellgestützten quantifizierten durchschnittlichen Immissionen in die ungesättigte

Zone bewertet werden könnten. Dem entgegen steht jedoch, dass das Kriterium

‚Austauschhäufigkeit des Bodenwassers’ für Immissionen in die ungesättigte Zone auch in der

Modellierung berücksichtigt worden ist (vgl. Abbildung 58). Die vorliegende Bewertung der

standörtlichen Relevanz für N-Immissionen ins Grundwasser bietet damit ideale

Voraussetzungen für die Verknüpfung der Ergebnisse aus N-Bilanzen der Produktionsverfahren

(Schlagbilanzen).

Abbildung 58: Berücksichtigung der Retention und Verluste auf dem N-Eintragspfad im Rahmen der

verwendeten Modelle bzw. Bewertungsansätze

Wurzelzone

ungesättigte Bodenzone

gesättigte Bodenzone

(Grundwasser)

Relevanz für Immissionen in die Oberflächengewässer (Steidl et al. 2003)

Relevanz für Immissionen ins Grundwasser (Kersebaum et al. 2004)

Modell HERMES (Kersebaum et al. 2004)

238 Kapitel 8

Als Variable zur Bewertung der hier verwendeten modellierten N-Immissionen kann die

Information zu den Grundwasserdeckschichten direkt genutzt werden. Unter Bildung von

Gewichtungsfaktoren für die drei Situationen ‚bedeckt’, wechselhaft’ und ‚unbedeckt’ (vgl.

Tabelle 12) ist eine Bewertung der Immissionsverminderung in das Grundwasser prinzipiell

möglich. Eine Gewichtung der Relevanzklasse ist unter Definition des Risikoverhaltens durch

Experten vorzunehmen141.

Bewertung der N-Immissionen in das Flusssystem

Grundlage ist die Bewertung der Standorte nach Steidl et al. (2003) (vgl. Kap. 8.1.3.2). Eine

Quantifizierung der Reduktionspotentiale ist in jedem Fall nur als Abschätzung möglich (Steidl

et al. 2002b: 96). Bezüglich der Standortklassen, die aufgrund des Kriteriums ‚Austragszeit’

bewertet wurden (vgl. Tabelle 13) ist eine Abschätzung des Nitratabbaus bis zum Immissionsort

(Entlastungsgewässer) möglich. Es ergibt sich nach der Methode, die der Bewertung nach Steidl

et al. zugrunde liegt, eine Nitratkonzentration beim Erreichen der Entlastungsgewässer nach 5

Jahren von 50 %, nach 10 Jahren von 25% und nach 50 Jahren von weniger als 0,1 % der

ursprünglichen Konzentration am Emissionsort (Steidl et al. 2002b). Auf dieser Grundlage

können Gewichtungsfaktoren für die N-Immissionen in die Oberflächengewässer definiert

werden, da damit direkt an die modellierten N-Immissionen in die ungesättigte Zone angeknüpft

werden kann (vgl. Abbildung 58). Dies gilt unter der Annahme, dass kein Nitratabbau und kein

interflow auf dem Weg zum Grundwasser stattfindet. In Tabelle 14 sind Vorschläge für

Gewichtungsfaktoren in Abhängigkeit der Bewertungsklassen definiert. Der Gewichtungsfaktor

für die Bewertung ‚gering relevant’ (vgl. Tabelle 13) wurde einheitlich gewählt, fußt jedoch auf

der austragszeitabhängigen Bewertung. Die grobe Stufung verdeutlicht die Unsicherheit, die mit

der Bewertung der Standorte verbunden ist.

141 Es wäre zu prüfen, ob die deutschlandweit vorliegenden Daten (ebenfalls modelliert) zum baseflow-Index nicht ebenfalls oder besser geeignet sind (Neumann & Wycisk 2003).


Tabelle 14: Vorschlag für Gewichtungsfaktoren in Anlehnung an die geschätzten N-Immissionen in das

Flusssystem

Relevanzklasse für N-Immissionen in

die Flusssysteme

Gewichtungsfaktor für die Bewertung der modellierten

Immissionen in die ungesättigte Zone

sehr relevant 1

relevant 0,5

gering relevant 0,25

nicht relevant 0

Quelle: in Anlehnung an Vorschläge für Gewichtungsfaktoren in Steidl et al. 2002b

8.1.3.4 Honorierungsverfahren

Prinzipiell stehen mit den rationalisierten N-Immissionen auf Flurebene Optimierungsgrößen für

verschiedene Honorierungsinstrumente zur Verfügung, so z. B. auch für Bieterverfahren.

Im Rahmen dieser Arbeit wird ein sehr pragmatisch gewähltes Beispiel für die Nutzung der N-

Immissionen als Anreizkomponente im Rahmen des europäischen Honorierungssystems (aktuell

nach VO (EG) 1257/1999) gewählt. Der Ansatz zeichnet sich vor allen Dingen dadurch aus,

unter den gegebenen Rahmenbedingungen der EU (vgl. Kap. 7.1.2) und der WTO (vgl. Kap.

7.1.1) kurzfristig in der Praxis umsetzbar zu sein und damit aktuell flächenrelevant werden zu

können. Es wurde mehrmals auf die entscheidende aktuelle und wohl auch künftige Restriktion

hingewiesen, dass sich der Preis an den Herstellungskosten zu orientieren hat und dass aktuell

lediglich ein Anreiz von 20 % dieser Herstellungskosten zugelassen wird. Dies wurde als feste

Restriktion angenommen. Darüber hinaus wurden die modellierten Immissionen in die

ungesättigte Zone Ansatzstelle für die Honorierung genutzt. Die weitere Bewertung, im

Speziellen die Bildung von Faktoren bzgl. der Immissionen ins Grundwasser und in die

Flusssysteme bedarf erst einer weiteren Diskussion und Festlegung durch Experten.

Folgender Ansatz wird vorgeschlagen:

Die Honorierung ökologischer Leistungen setzt sich zusammen aus einer maßnahmenorientierten

Grundvergütung und einer ergebnisorientierten Qualitätshonorierung. Dieser Ansatz wird den

Rahmenbedingungen am besten gerecht und ist auch für die Honorierungsansätze geeignet, bei

denen die ergebnisorientierte Honorierung an Zustands-Indikatoren ansetzt und damit eine

Risikoübernahme vom Landwirt verlangt (vgl. Kap. 6.3.5.1). Die Grundvergütung stellt einen

kalkulierbaren Preisanteil dar.

240 Kapitel 8

Wie ein derartiger Ansatz für die ergebnisorientierte Honorierung der Verminderung der N-

Immissionen in die Gewässer aussehen kann, wird für die drei Maßnahmen ökologische

Ackernutzung, extensive Grünlandnutzung und die Umwandlung von Ackerland in Grünland

aufgezeigt. Dabei wird folgendermaßen vorgegangen:

1. Bestimmung der Relevanz der Maßnahmen für das Ziel der N-Immissionsverminderung in

die Gewässer,

2. Feststellung des Handlungsbedarfs,

3. Bestimmung des Preises pro kg N Immissionsverminderung im Jahr.

Schritt 1

Die Relevanz wird auf der Grundlage des flächengewogenen Mittelwertes der N-Verminderung

pro ha und Jahr festgestellt. Wie in Abbildung 57 dargestellt, unterscheidet sich dieser Wert stark

innerhalb der einzelnen Maßnahmen. Während mit der ökologischen Ackernutzung und der

Umwandlung von konventionellem Ackerland in extensives Grünland mit 20 und 44 kg/(ha a)

eine relevante Größe realisiert werden kann, sind die Effekte der extensiven Grünlandnutzung

gering. Für die durchschnittlichen 5,8 kg N/(ha a) lohnt sich, allein aus Gründen der

Transaktionskosten, keine ergebnisorientierte Honorierung der N-Immissionsverminderung, so

dass diese Maßnahme im Folgenden nicht weiter berücksichtigt wird. Die Flächenverteilung der

Potentialflächen beim Ökologischen Landbau (vgl. Abbildung 55) deutet darauf hin, dass die

Effektivitätsverbesserung durch eine ergebnisorientierte Honorierung bei dieser Maßnahme

geringer ist als bei der Ackerumwandlung (vgl. Abbildung 56), da sich der größte Anteil der

Potentialfläche beim Ökologischen Landbau im Bereich des Durchschnittes befindet. Ein

Effektivitätssteigerungspotential wird jedoch beiden zugesprochen.

Schritt 2

Auf der Grundlage der aktuellen Daten der angewendeten Maßnahmen wird der

Handlungsbedarf bestimmt. Ausgangspunkt dafür sind flächengewogene Mittelwerte der

Immissionsverminderung der aktuell durchgeführten Maßnahmen gegenüber dem Durchschnitt

des jeweiligen Regelungsraums. Liegt der Mittelwert der aktuellen Maßnahmen bereits deutlich

oberhalb des räumlichen Mittelwertes, besteht wenig Handlungsbedarf, ergebnisorientierte

Honorierung einzusetzen. Bezogen auf Brandenburg zeigen die Daten, dass die aktuellen

Flächen des Ökologischen Landbaus im Durchschnitt mit 19,1 kg N/(ha a) noch unter dem Wert

der Brandenburger Flächen mit 20,1 kg N/(ha a) liegen. Die Umwandlung von Ackerland in


extensives Grünland wird hingegen überdurchschnittlich effektiv angewendet (vgl. Abbildung 57

und deren Erläuterung). Bei beiden Maßnahmen zeigen die Daten jedoch, dass noch

Effektivitätsgewinne möglich sind und eine ergebnisorientierte Anreizkomponente sinnvoll ist.

Schritt 3

Insgesamt darf die Honorierung nicht 120 % der ermittelten Kosten für die Erbringung der

Leistung übersteigen. Mit dem jeweils sehr genau ermittelten Mittelwert der N-

Immissionsverminderung durch die Maßnahmen liegt ein Wert vor, der als Ausgangspunkt für

die Bestimmung der Prämie pro kg N genutzt werden kann. Dieser Mittelwert kann den

durchschnittlichen Kosten für die Maßnahme gegenübergestellt werden. Das heißt, Landwirte,

die den N-Immissionsverminderungsdurchschnitt erreichen, sind berechtigt, die volle Prämie zu

erzielen (normative Annahme). Da 20 % Anreiz für die Verteilung der Immissionen oberhalb des

Durchschnittes zur Verfügung stehen, kann 20 % der Prämie auf die durchschnittliche N-

Immissionsverminderung angerechnet werden. Daraus ergibt sich folgende Gleichung für die

Bestimmung der Prämie pro kg N/a.

Um die Steuerungswirkung unter den gegebenen Rahmenbedingungen und bei gleichem Budget

zu verbessern, erhalten die Landwirte 80 % der aktuellen Flächenprämie (80 % der

durchschnittlichen Kosten der Maßnahme) als Sockelbetrag maßnahmenorientiert und 40 %

ergebnisorientiert. Ist für eine Maßnahme die gesellschaftliche Nachfrage, für die die Prämie

gezahlt wird, multifunktional, wird eine ergebnisorientierte Honorierung nur als Anreiz von 100-

120 % eingesetzt. Dies trifft für den Ökologischen Landbau zu142. Aus Gründen der Effizienz

wird eine einheitliche Prämie für alle Maßnahmen pro kg N-Immissionsverminderung gezahlt.

Die Prämie richtet sich nach den geringsten Vermeidungskosten bzw. dem preiswertesten

142 Es ist erklärtes politisches Ziel, die Fläche des ökologischen Landbaus zu erhöhen (BMVEL).

PFla * 20/100

MNM PN =

PN = Prämie in €/ (kg N)

PFla = Aktuelle Flächenprämien in €/ (ha a)

MNM = Flächengewogener Mittelwert der N-Immissionsverminderung der Maßnahme in kg N/ (ha a)

242 Kapitel 8

Angebot. Im Vergleich der beiden Maßnahmen ergibt sich, dass das kg N an

Immissionsverminderung nach der obigen Formel bei den aktuellen Prämien in Brandenburg für

die ökologische Ackernutzung 1,50 € und für die Umwandlung von Ackerland in Grünland

1,16 € kostet (vgl. Tabelle 15).

Tabelle 15: Prämienkalkulation pro kg verminderter N-Immission für zwei Agrarumweltmaßnahmen

Maßnahme Aktuelle

Flächenprämienhöhe

in €/(ha a)

Durchschnittliche N-

Immissionsverminderung

in kg N/(ha a)

Prämie pro N-

Immissionverminderung

in €/(kg N)

ökologische Ackernutzung

150 20 1,50

Umwandlung von Ackerland in extensiv genutztes Grünland

255 44 1,16

Das Verfahren lässt sich in dem vorgegebenen Rahmen sehr gut variieren und an die Akzeptanz

bzw. die aktuell auftretenden Knappheiten anpassen. Soll der Spielraum des 20 %igen Anreizes,

den die EU bisher zulässt, voll ausgenutzt werden, kann sich die Prämie pro kg N-

Immissionsverminderung an den teuersten Vermeidungskosten orientieren. Für die preiswerteren

Maßnahmen bzgl. der N-Immissionsvermeidung muss die Prämie dann bei 120 % der

Maßnahmenkosten gedeckelt werden. Durchschnittsprämien aus allen relevanten Maßnahmen

sind in gleicher Weise umsetzbar. Was dem Konzept der ergebnisorientierten Honorierung

entgegen wirkt, ist eine maßnahmenabhängige Prämienhöhe.

Für die Maßnahmen ökologische Ackernutzung und Umwandlung von Ackerland in extensives

Grünland ergeben sich nach dem beschriebenen Verfahren die in Abbildung 59 dargestellten

Förderungssätze. Die Deckelung im Fall der Variante ‚Orientierung an den hohen

Vermeidungskosten’ für die Umwandlung von Acker- in Grünland bewirkt, dass bei der

vorgeschlagenen Honorierung jede weitere Immissionsvermeidung ab 68 kg N/(ha a) nicht mehr

honoriert wird. Allerdings gilt dies nur, wenn die gesamte Umwandlungsfläche hoch effektiv ist

(mehr als 68 kg N Immissionsvermeidung pro ha und Jahr). Ansonsten dürfte aus der EU-

Rechtslage nichts gegen eine Ausnutzung des Puffers sprechen, der aufgrund der gesamten

Umwandlungsfläche gegebenenfalls besteht. Des Weiteren ist zu beachten, dass bei einer Prämie

von 1,5 €/kg N bereits für Flächen in Fluren mit einer Verminderung von 34 statt 44 kg N/(ha a)

Beträge gezahlt werden, die 100 % der kalkulierten Kosten entsprechen. In den Abbildungen


A-14 und A-15 im Anhang sind für die ökologische Ackernutzung und die Umwandlung von

konventionellem Ackerland in extensives Grünland die Fluren dargestellt, auf denen die

Landwirte bei einer Prämie von 1,5 €/kg N überdurchschnittlich honoriert werden würden.

Abbildung 59: Vorschlag für eine ergebnisorientierte Honorierung der N-Immissionsverminderung für zwei

Agrarumweltmaßnahmen unter Nutzung von zwei Optimierungsstrategien

8.1.3.5 Diskussion und Ausblick

Die ergebnisorientierten Anreize werden für die Entscheidung eines Landwirtes zur Umstellung

auf Ökologischen Landbau in der Praxis in Brandenburg wahrscheinlich aufgrund der

Flächenverteilung (s. S. 240), aber auch aufgrund der Tatsache, dass eine derartige

Betriebsentscheidung von einer Vielzahl an Faktoren bestimmt wird, relativ geringen Einfluss

haben. Die Umwandlung von Ackerland in Grünland ist jedoch sehr gut für ergebnisorientierte

Honorierung geeignet, nicht zuletzt, da hierbei Einzelflächen eines Betriebes gezielt ausgewählt

werden können.

Eine ergebnisorientierte Honorierung kann dabei gezielt dort eingesetzt werden, wo aus der

Bestandsaufnahme der Wasserrahmenrichtlinie Handlungsbedarf abgeleitet wurde, also dort, wo

die gesellschaftliche Nachfrage besteht. Einer differenzierten Nachfrage kann durch

Prämie pro kg

N-Immissionsverminderung resultiert aus

0

20

40

60

80

100

120

AL ökol. Al in GL AL ökol. AL in GL

ergebnisorienterteHonorierung

maßnahmenorientierteHonorierung

150

€/ha 150

€/ha

204

€/ha

204

€/ha

1,16 €/kg N 1,5 €/kg N

bis max.

102 €/ha

1,5 €/kg N ab

20 kg N/ ha

geringsten

Vermeidungskosten

höchsten

Vermeidungskosten

Pro

ze

nt

de

r k

alk

uli

ert

en

Ko

ste

n d

er

Ma

ßn

ah

me

1,16 €/kg N

ab 20 kg N/ ha

244 Kapitel 8

unterschiedliche Ausgestaltung und damit Steuerungswirkung der Anreize begegnet werden

(s. o. diskutierte Wirkung unterschiedlicher Prämienhöhe pro kg N-Verminderung). Die

Regelungsräume ergeben sich aus den künftigen Gebieten, für die die Bewirtschaftungspläne

erstellt werden. Ob dies für Koordinierungsräume oder einzelnen Bearbeitungsgebiete in

Brandenburg stattfindet, wird sich nicht zuletzt aus der Bestandsaufnahme ergeben, die Ende

2004 abgeschlossen werden wird.

Die hier vorgestellte Methode zur ergebnisorientierten Honorierung bietet insbesondere für die

horizontalen Ackermaßnahmen, die aktuell im Rahmen der Modulation angeboten werden,

Möglichkeiten der Effektivitäts- und Effizienzsteigerung (z. B. für Fruchtfolgen mit

Zwischenfrüchten und Untersaaten, vgl. für Brandenburg aktuelle Fördertatbestände des

KULAP). Dies gilt insbesondere, da das Ziel dieser Maßnahmen neben der Erosionsvermeidung

hauptsächlich auf die Verminderung von Stoffeinträgen in die Gewässer abzielt. Von daher wäre

eine Modellierung derartiger Fruchtfolgen, wie sie aktuell gefördert werden, besonders

interessant, um diese für eine ergebnisorientierte Honorierung zu rationalisieren. Dabei könnten

Prämienkalkulationen für derartige Maßnahmen auch zu 50 % und mehr ergebnisorientiert

gestaltet werden, sofern der politische Wille, das heißt versteckte Distributionskriterien, dem

nicht entgegenstehen. Die Modulationsmaßnahmen sollten in jedem Fall nicht dazu dienen, das

in der ersten Säule eingesparte Geld unter dem Deckmantel von Umweltmaßnahmen wieder

‚gerecht’ über das Land zu verteilen.

Für die Weiterentwicklung derartiger Ansätze werden aktuell sehr gute Bedingungen geschaffen,

indem in ganz Europa das Integrierte Verwaltungs- und Kontrollsystem (InVeKoS) an GIS-

Systeme143 gekoppelt werden und dies auf einer Maßstabsebene, die ergebnisorientierte

Honorierungsansätze sehr gut unterstützen würde. Die kleinste räumliche Einheit, der künftig die

Fördertatbestände zugeordnet werden, ist mindestens der Feldblock (in Deutschland alle Länder

außer Baden-Württemberg, Bayern, Hessen, Rheinland-Pfalz, Saarland) oder noch

großmaßstäbigere Einheiten (in Deutschland Feldstück in Bayern sowie Schlag in Baden-

Württemberg, Bayern, Hessen, Rheinland-Pfalz und Saarland). Der Feldblock ist definiert als die

landwirtschaftlich nutzbare Fläche innerhalb von naturräumlichen und/oder urbanen Grenzen,

also innerhalb der so genannten Außengrenze der Landwirtschaft144.

143 vgl. aktuelle Anforderungen an das InVeKoS laut VO (EG) 1593/2000 und VO (EG) 118/2004 144 Der Feldblock wird in der Regel vollständig von nicht landwirtschaftlich nutzbaren Flächen umgeben (Wege, Gräben, Straßen, Ortschaften usw.) Ein Feldblock kann in Feldstücke oder Schläge gegliedert sein, beinhaltet jedoch immer nur eine bestimmte Bodennutzungskategorie, d. h. entweder Ackerland oder Grünland oder Dauerkulturen.


Die hier vorgestellte Methode der mittleren N-Immissionsminderung pro Flur für die einzelnen

Maßnahmen kann in gleicher Weise auf die Ebene des Feldblocks angewendet werden und die

Zielgenauigkeit bzw. die Validität der Immissions-Indikatoren weiter verbessern.

8.2 Ergebnisorientierte Honorierung im Rahmen von Artikel 16-Maßnahmen zur

Umsetzung der FFH-Richtlinie

8.2.1 Rahmenbedingungen – Voraussetzungen für ergebnisorientierte Honorierung

8.2.1.1 Natura 2000-Netzwerk

Mit dem Naturschutzkonzept ‚Natura 2000’ verfolgt die Europäische Union das Ziel, ein

flächendeckendes Netz von Schutzgebieten in allen Mitgliedstaaten zu errichten. Mit Hilfe der

Schutzgebiete soll die biologische Vielfalt in Europa bewahrt werden (z. B. Ssymank 1994,

Gellermann 1998, Ssymank et al. 1998).

Natura 2000 basiert auf zwei Richtlinien der Europäischen Union, der Vogelschutzrichtlinie

(79/409/EWG) aus dem Jahr 1979 und der Fauna-Flora-Habitat-Richtlinie (FFH-Richtlinie)

(92/43/EWG) aus dem Jahr 1992. Die beiden Richtlinien verpflichten die Mitgliedstaaten,

naturschutzfachlich geeignete Gebiete als Natura 2000 auszuweisen. Die Gebiete werden

ausgewählt anhand von gefährdeten Lebensraumtypen (LRT), die im Anhang I der FFH-

Richtlinie aufgeführt sind, und von Tier- und Pflanzenarten, die im Anhang II der FFH-

Richtlinie bzw. im Anhang I der Vogelschutzrichtlinie benannt sind. Sobald die

gemeinschaftliche Liste aller Natura 2000-Gebiete vom Europäischen Rat beschlossen worden

ist, sind die Mitgliedstaaten verpflichtet, die gemeldeten Gebiete unter den Schutz des nationalen

Rechts zu stellen. Das Natura 2000-Netzwerk wird sich aus ‚Special Protection Area’ (SPA) für

wildlebende Vogelarten infolge der Umsetzung der Vogelschutz-Richtlinie und ‚Special Areas

of Conservation’ (SAC) als Umsetzung der FFH-Richtlinie zusammensetzen. Der Aufbau des

Natura 2000-Netzes und eine Erläuterung der Gebietskategorien ist in Abbildung A-16 im

Anhang dargestellt.

Der EuGH hat klargestellt, dass die Auswahl der Gebiete allein den naturschutzfachlichen

Kriterien der Richtlinie genügen muss und keine Handlungsspielräume für politische, soziale

oder wirtschaftliche Abwägung lässt. Es hängt selbstverständlich trotzdem in hohem Maß von

der Willfähigkeit und der Durchsetzungsfähigkeit der verantwortlichen Behörden der

Mitgliedstaaten ab, diese Anforderung im politischen Raum umzusetzen. Die zögerliche

Meldung, die Diskrepanz zwischen den durch die Bundesländer gemeldeten Listen und den

246 Kapitel 8

Schattenlisten von Naturschutzverbänden sowie Rechtsstreite sind Ausdruck für die Problematik

bereits im Zuge der Meldung.

Nach dem weitgehenden Abschluss der Gebietsmeldung der EU-Staaten an die EU im Jahr

2004145 steht aktuell die Festlegung der konkreten Erhaltungsmaßnahmen in den besonderen

Schutzgebieten (SAC)146 auf der Agenda der Mitgliedstaaten. Artikel 6 Absatz 1 der FFH-

Richtlinie beschreibt ein allgemeines Erhaltungssystem, das von den Mitgliedstaaten für die

SAC festzulegen ist. Dabei sind die Mitgliedstaaten zur Festlegung von Erhaltungsmaßnahmen

verpflichtet. Diese Maßnahmen müssen den ökologischen Erfordernissen der natürlichen LRT in

Anhang I und der Arten in Anhang II, die in dem betreffenden Gebiet vorkommen, genügen. Die

ökologischen Erfordernisse umfassen alle für die Gewährleistung eines günstigen

Erhaltungszustands147 erforderlichen ökologischen Faktoren. Sie lassen sich nur für den jeweils

konkreten Fall und auf der Grundlage wissenschaftlicher Erkenntnisse bestimmen.

Der Artikel 6, Absatz 1 der FFH-Richtlinie gibt die Art der möglichen Erhaltungsmaßnahmen

vor, die von den Mitgliedstaaten genutzt werden können. Als Erhaltungsmaßnahmen sind „ ...

geeignete Maßnahmen rechtlicher, administrativer oder vertraglicher Art … “ und

„gegebenenfalls geeignete ... Bewirtschaftungspläne“ genannt. Der Begriff „gegebenenfalls“

bezieht sich ausschließlich auf die Bewirtschaftungspläne und nicht auf die rechtlichen,

administrativen oder vertraglichen Maßnahmen. Die Entscheidung, ob auf dem konkreten Gebiet

rechtliche, administrative oder vertragliche Maßnahmen oder auch Bewirtschaftungspläne

Anwendung finden, bleibt den Mitgliedstaaten überlassen. Jedoch müssen die Mitgliedstaaten

wenigstens eine der drei Kategorien (Maßnahmen rechtlicher, administrativer, vertraglicher Art)

auswählen. Bei der Auswahl der geeigneten Maßnahmen sind auch die in Artikel 2 Absatz 3

genannten sozioökonomischen Forderungen zu berücksichtigen148.

Die Umsetzung des Natura 2000-Schutzgebietssystems in nationales Recht erfolgte im April

1998 durch eine Novelle des BNatSchG.

145 Aktuell läuft allerdings noch einmal eine Nachmeldung (so genannte dritte Tranche), zu der einige Bundesländer von der EU verpflichtet wurden. 146 Artikel 6 Abs. 1 bezieht sich nur auf die Special Area of Conservation (SAC) nach Artikel 4 Abs. 4 der FFH-Richtlinie und nicht auf Special Protection Areas (SPA) nach Artikel 4 Abs. 1 Vogelschutzrichtlinie (vgl. zur Unterscheidung Abbildung A-16 im Anhang). 147 zur Definition von günstigem Erhaltungszustand vgl. Artikel 1 e) und i) FFH-Richtlinie 148 „Die aufgrund dieser Richtlinie getroffenen Maßnahmen tragen den Anforderungen von Wirtschaft, Gesellschaft und Kultur sowie den regionalen und örtlichen Besonderheiten Rechnung“ (Art. 2, Abs. 3 FFH-Richtlinie)


Das Bundesnaturschutzgesetz geht davon aus, dass die FFH- und Vogelschutzgebiete im

Regelfall unter Schutz gestellt werden, indem die SPA und SAC, einschließlich etwaiger

Pufferzonen, als Schutzgebiet nach einer der im Bundesnaturschutzgesetz vorgesehenen

Schutzgebietskategorien ausgewiesen werden.

Die Besonderheit der Unterschutzstellung als Natura 2000-Gebiet besteht nach § 33 Abs. 3

BNatSchG darin, dass die Schutzgebietsverordnung auf den speziellen Schutzzweck des Arten-

und Habitatschutzes ausgerichtet wird. Es genügt demnach nicht, eine Standard-

Schutzverordnung zu erlassen. Vielmehr sind die in der Schutzgebietsverordnung enthaltenen

Ver- und Gebote an die Bedürfnisse der zu schützenden Arten nach Anhang II und LRT nach

Anhang I der FFH-Richtlinie anzupassen. Erlaubnisvorbehalte und Befreiungsmöglichkeiten

sind so auszugestalten, dass sie den Anforderungen des § 34 BNatSchG entsprechen. Sofern

bestehende Schutzgebiete zum Natura 2000-Gebiet erklärt werden, sind die bestehenden

Schutzgebietsverordnungen zu überarbeiten. In jedem Fall sind die Erhaltungsziele für das

Gebiet konkret zu benennen und das Vorkommen prioritärer Arten oder Lebensräume

darzustellen (§ 33 Abs. 3 Sätze 1, 2 BNatSchG).

Das Bundesnaturschutzgesetz weist in diesem Zusammenhang auf die Möglichkeit hin, von einer

ordnungsrechtlichen Unterschutzstellung absehen zu können, wenn „nach anderen

Rechtsvorschriften, nach Verwaltungsvorschriften, durch die Verfügungsbefugnis eines

öffentlichen oder gemeinnützigen Trägers oder durch vertragliche Vereinbarungen ein

gleichwertiger Schutz gewährleistet ist“ (§ 33 BNatSchG).

Andere Rechtsvorschriften können z. B. Verordnungen/Satzungen über Wasserschutzgebiete,

Überschwemmungsgebiete oder Schutz-, Bann- und Schonwälder sein. Diese Rechtsvorschriften

sind ebenfalls an die Erhaltungsziele des Natura 2000-Gebietes anzupassen. Als geeignete

Rechtsvorschriften kommen auch Vorschriften des Raumplanungsrechts in Betracht, so etwa die

Festsetzung als Vorranggebiet nach § 7 Abs. 4 Nr. 1 Raumordnungsgesetz. Dieses Instrument ist

sinnvoll, wenn Kulturlandschaften großflächig wegen des Schutzes einer bestimmten Art zum

Natura 2000-Gebiet erklärt werden.

Verwaltungsvorschriften, die den einzelnen Bürger nicht binden, kommen als gleichwertiges

Schutzinstrument nur in Frage, wenn der Staat selbst Eigentümer der Flächen ist. So kann die

den Erhaltungszielen des Natura 2000-Gebietes entsprechende Bewirtschaftung von

Staatswäldern oder Bundesforsten mittels interner Verwaltungsvorschriften geregelt werden.

248 Kapitel 8

Die Verfügungsbefugnis öffentlicher oder gemeinnütziger Träger dürfte für sich genommen nur

ausnahmsweise ausreichen, um einen gleichwertigen Schutz sicherzustellen (z. B.

Nationalparkflächen, die von einer Nationalparkverwaltung betreut werden). In jedem Falle ist

zu gewährleisten, dass das Verschlechterungsverbot beachtet wird und Bewirtschaftungspläne

für das Gebiet eingehalten werden. Diese Ziele können auch durch ergänzende vertragliche

Vereinbarungen erreicht werden.

Auch rein vertragliche Vereinbarungen reichen in vielen Fällen nicht aus, um den

Anforderungen des § 33 Abs. 4 BNatSchG Genüge zu tun (vgl. Schmidt-Moser 2000). Die

Verträge sind darüber hinaus so auszugestalten, dass die öffentliche Hand wirksam auf die

Vertragsdurchführung Einfluss nehmen und Vertragsverstöße sanktionieren kann.

Jedoch reichen für bestimmte kulturbestimmte LRT nach Anhang I (Wiesen und Weiden) und

Arten nach Anhang II, die in diesen Habitaten leben, nach Meinung der EU-Kommission

Vereinbarungen mit den Landwirten im Rahmen der VO (EG) 1257/1999 als vertragliche

Maßnahmen in den meisten Fällen aus, um einen ‚günstigen Erhaltungszustand’ der LRT und

Arten zu bewahren. Es wird jedoch auch darauf verwiesen, dass der Mitgliedstaat, der

vertragliche Maßnahmen wählt, stets verpflichtet ist, die erforderlichen Erhaltungsmaßnahmen

auf eine dauerhafte Art und Weise umzusetzen (vgl. COM 2000d).

Die verschiedenen Instrumente zur Unterschutzstellung der Natura 2000-Gebiete können

miteinander kombiniert werden. Teilweise dürfte erst die Kombination verschiedener

Maßnahmen und Vorschriften dafür sorgen, dass die Ziele für Natura 2000-Gebiete praktisch

erreicht werden.

Mit dem Artikel 16 der VO (EG) 1257/1999 (vgl. Kap. 7.1.2.2) wird der Ansatz eines

Instrumentenmixes aufgegriffen, in dem ordnungsrechtliche Auflagen und Zahlungen

miteinander verbunden werden. Neben den freiwilligen Agrarumweltmaßnahmen fördert die EU

damit gezielt die Umsetzung der FFH-Richtlinie im Zusammenhang mit landwirtschaftlich

genutzten Flächen.

Im Zuge der Umsetzung der FFH-Richtlinie kann die ergebnisorientierte Honorierung für

ökologische Leistungen in Natura 2000-Gebieten in der Praxis an Bedeutung gewinnen, da sich

diese gerade im Zusammenspiel von ordnungsrechtlichen Auflagen und ökonomischen

Instrumenten als besonders geeignet erweist. Im Folgenden wird die besondere Eignung der

ergebnisorientierten Honorierung im Zuge der Umsetzung der FFH-Richtlinie erläutert.


8.2.1.2 Rationalisierte Umweltziele

Die FFH-Richtlinie und die darauf aufbauenden Handbücher (vgl. COM 1999b, Ssymank et al.

1998, Beutler & Beutler 2002) definieren die Schutzziele auf der Ebene von Arten und LRT.

Arten und LRT stellen weitgehend operationalisierte Zielkategorien dar. Damit ist auch bei der

FFH-Richtlinie, wie bei der WRRL-Richtlinie, eine Grundvoraussetzung für den Einsatz von

ökonomischen Instrumenten gegeben.

Bei Arten handelt es sich um einen wissenschaftlich vergleichsweise klar definierten Typus (vgl.

z. B. Reck 2004) und damit um ein operationalisiertes Ziel. Allerdings erfüllen die Zielarten149

nicht in jedem Fall die Kriterien von Indikatoren als Ansatzstelle für relative Eigentumsrechte

(vgl. Abbildung 20), stellen also nicht in jedem Fall rationalisierte Ziele dar. So können z. B.

Populationsschwankungen oder auch ein starkes Verharrungsvermögen einer Verknüpfung mit

der Honorierung entgegenstehen, da sie nicht in vertragstauglicher Zeit reagieren (vgl. Beispiel

des Großen Brachvogels in Kap. 6.3.4.3).

Neben den Zielarten können auch die LRT, wenn auch weniger eindeutig und nicht bei allen

LRT, als wissenschaftlicher Typus, als wissenschaftliches Sachmodell, gefasst werden. Eine

eindeutige Verknüpfung des gesellschaftlichen Zieltyps ‚LRT x’ zu einem objektiv definierten

‚Vegetationstyp y’ im Sinne LRT x = Vegetationstyp y ist prinzipiell konstruierbar (vgl. Kap.

6.3.5.2 sowie Ausführungen S. 114). Im Zuge der Beschreibung der LRT durch die EU (COM

1999b), den Bund (Ssymank et al. 1998) und die Länder (z. B. Brandenburg Beutler & Beutler

2002) erfolgte bereits einer Verknüpfung. Allerdings nicht in der oben aufgeführten

Gleichsetzung, sondern in einer Subsumtion beschriebener pflanzensoziologischer Einheiten

unter die jeweiligen LRT. Dabei wurde unterschieden, ob eine bestimmte Pflanzengesellschaft

vollständig (v)150 unter den LRT oder nur teilweise (pp)151 unter den LRT subsumiert wird (vgl.

Anlagen A-3.1 und A-3.2, Steckbriefe für zwei LRT im Anhang). Diese Verknüpfung begründet

sich nicht zuletzt darin, dass die Typisierung der LRT wesentlich auf das europäische System der

Biotoptypen ‚CORINE biotopes’ aufbaut, bei dem sich stark an vegetationskundlichen Einheiten

nach der ‚Braun-Blanquet-Schule’ orientiert wurde (vgl. COM 1989, 1991, 1992, 1999b). Von

daher war die ‚Konstruktionsleistung’ weniger schwierig. Dass es sich dabei tatsächlich um eine

Konstruktionsleistung handelt, wird anhand der unterschiedlichen Zuordnung von

149 im Sinne von ‚Zielart für sich’ (Brauns et al. 1997, vgl. auch Reck 2004), also kein Indikator für ein ‚übergeordnetes’ Ziel 150 v= vollständig 151 pp= pars partim (teilweise)

250 Kapitel 8

Pflanzengesellschaften zu den LRT in den Handbüchern oder Monitoringempfehlungen deutlich.

Es werden verschiedene (verschieden benannte) Pflanzengesellschaften zur Beschreibung der

Vegetation der LRT genutzt, die im pflanzensoziologischen System als Assoziationen

nebeneinander stehen oder einander synonym sind (vgl. Ssymank et al. 1998, Fartmann et al.

2001, Beutler & Beutler 2002). Besonders Lebensräume der Kulturlandschaft sind nur sehr

schwer ohne einen bestimmten Zweck, streng analytisch, allein auf der Grundlage der

floristischen Ähnlichkeit, zu typisieren, wie dies in der Pflanzensoziologie der ‚Braun-Blanquet-

Schule’ der Fall ist. Dies zeigt die große Diversität an pflanzensoziologisch typisierten

Pflanzengesellschaften im Bereich des Grünlandes oder des Ackerlandes152. Wenn für jede

Assoziation mindestens eine Charakterart Bedingung ist, so wird man nur noch auf sehr

trockenen, nassen, salzreichen oder in anderer Richtung extremen Standorten gute Assoziationen

finden und große Flächen „in einen Topf werfen“ müssen (Ellenberg 1996: 143). Das

„’Charakterartenprinzip’ lässt sich für die Grundeinheiten des pflanzensoziologischen Systems,

die Assoziation“ kaum noch anwenden (ebd.). „Wir wissen, dass die Übertragung von auf

Ökosystemtypen bezogenen Daten auf Ökosystemindividuen zu umso größeren Ungenauigkeiten

führt, je abhängiger dieses System von variablen Standortfaktoren ist. Große typenbezogene

Individualität zeigen z. B. Auen, Gewässer und Niedermoore (ohne die ausgesprochenen

oligotrophen Typen) und praktisch alle Biotoptypen der Kulturlandschaft mit mittlerer bis mäßig

hoher Nutzungsintensität; geringe typenbezogene Individualität haben Hochmoore, Dünen,

Watt-Ökosysteme, oligotrophe Gewässer und Niedermoore und wenige hochintensiv genutzte

und/oder monostrukturelle Biotoptypen der Kulturlandschaft“ (Roweck 1995: 32).

Pflanzengesellschaften erfüllen daher in den meisten Fällen nicht Indikatorenfunktion sondern

können lediglich einen Beitrag zur Operationalisierung der Ziele leisten153.

Die Subsumtion beschriebener Pflanzengesellschaften unter die LRT erfolgte durch die Bundes-

und Landesfachbehörden und von denen beauftragte Forschungseinrichtungen, um dadurch eine

bessere Basis für die Normierung der LRT zu haben (vgl. zur Nutzung der

Pflanzengesellschaften z. B. Fartmann et al. 2001). Die Normierung ist Voraussetzung für das

Monitoring und die Berichtspflicht zu den Lebensraumtypen (vgl. Kap. 8.2.1.4). Dabei muss die

Normierung nicht nur eine eindeutige Subsumtion realer Lebensräume (Objekte) unter den

152 vgl. Grundlagenwerke von Passarge 1964 (nicht eindeutig der ‚Braun-Blanquet-Schule’ zuzuordnen), Oberdorfer (Hrsg.) 1977-1992, Pott 1995 153 Tatsächlich spricht aus ökonomischer Sicht die mögliche Verminderung von Transaktionskosten für den Versuch einer analytischen Gliederung, wenn durch derartige Typen die Informationskosten für Regelungen (Tausch) geringer ausfallen, als wenn jeweils für den konkreten Regelungstatbestand eine ‚eigene’ Typisierung erfolgt.


Lebensraumtyp, sondern eine qualitative Bewertung entsprechend den Anforderungen der FFH-

Richtlinie ermöglichen154. Aufbauend auf den Arbeiten von Rückriem & Roscher (1999) sowie

Fartmann et al. 2001 wurden in Bund-Länder-Arbeitskreisen der Arbeitsgemeinschaft

‚Naturschutz’ der Landes-Umweltministerien (LANA) Empfehlungen zur Operationalisierung

der Lebensraumtypen für das Monitoring/die Berichtspflicht erarbeitet und in den Ländern

jeweils konkretisiert. Für die Lebensraumtypen wurden drei Bewertungskriterien definiert:

1. Vollständigkeit der lebensraumtypischen Habitatstruktur,

2. Vollständigkeit des lebensraumtypischen Arteninventars und

3. Beeinträchtigungen.

Die Erläuterungen sind im Anhang als Anlage A-2 zu finden. Es werden für alle drei Kriterien

Qualitätsstandards definiert, um damit die Bewertung konkreter Lebensräume als einen

messanalogen Vorgang gestalten zu können (vgl. Normierung in Kap. 6.3.4.4). Dabei werden

drei Qualitäten der LRT unterschieden: ‚hervorragende Ausprägung’, ‚gute Ausprägung’ und

‚mäßige bis durchschnittliche Ausprägung’ (vgl. Anlage A-2 im Anhang).

Bei dem lebensraumtypischen Arteninventar wird auf Pflanzenarten zurückgegriffen (vgl. Kap.

8.2.3.2). Pflanzen bieten aufgrund ihrer vergleichsweise einfachen Erfassung beste

Voraussetzungen als Indikatoren (Müller-Hohenstein & Beierkuhnlein 1999, Reck 2004). Die

‚Zielarten’ sind in diesem Sinne Indikatoren für den jeweiligen Lebensraumtyp155.

Wenn es möglich ist, Umweltziele indikativ über Pflanzenarten zu erfassen, sind die Ziele

operationalisiert. Es hängt von den Eigenschaften der indikativen Arten ab, ob diese die Ziele für

die Verknüpfung mit Honorierungsinstrumenten auch rationalisieren (Anforderungen vgl. Kap.

6.3.4) und damit eine ergebnisorientierte Honorierung ermöglichen. Kapitel 8.2.3 diskutiert die

Möglichkeit für zwei Grünlandlebensraumtypen.

154 vgl. dazu die Vorgaben einer dreistufigen Bewertung von Lebensräumen bei der Erfassung der besonderen Schutzgebiete über Standard-Datenbogen (COM 1994) 155 Allerdings ist hierbei ein gewisser Dualismus nicht zu verkennen, denn die FFH-Richtlinie begreift den Gebietsschutz als primäres Mittel des Artenschutzes (Czybulka 1996). Mit den Lebensräumen sollen natürlich die dort lebenden Arten erhalten werden.

252 Kapitel 8

8.2.1.3 Gebietsabgrenzung

Die Auswahl und die Gebietsabgrenzung der Schutzgebiete haben allein naturschutzfachlichen

Kriterien zu genügen (Art. 4 sowie Anhang III der FFH-Richtlinie). Dies hat der EuGH

mehrfach in seiner ständigen Rechtssprechung klargestellt156. So entschied der Gerichtshof im

November 2000157, dass ein „Mitgliedstaat den Anforderungen von Wirtschaft, Gesellschaft und

Kultur sowie den regionalen und örtlichen Besonderheiten nicht Rechnung tragen darf, wenn er

über die Auswahl und Abgrenzung der Gebiete entscheidet, die der Kommission zur

Bestimmung als Gebiete von gemeinschaftlicher Bedeutung vorgeschlagen werden sollen“.

Ferner ging der Gerichtshof im September 2001158 noch weiter und entschied, dass der

Ermessensspielraum, über den die Mitgliedstaaten bei der Auswahl der Gebiete verfügen, von

der Einhaltung der in der Richtlinie festgelegten Kriterien abhängt. Die vorzuschlagenden

Gebiete dürften nur aufgrund wissenschaftlicher Kriterien ausgewählt werden, die Liste müsse

vollständig sein und die Gebiete müssten eine homogene, für das gesamte Hoheitsgebiet jedes

Mitgliedstaats repräsentative, geografische Erfassung gewährleisten, damit die Kohärenz und das

Gleichgewicht des daraus entstehenden Netzes Natura 2000 sichergestellt sind (COM 2004).

Die FFH-Richtlinie liefert jedoch keine konkreten Vorgaben für eine funktionale

Gebietsabgrenzung (funktional im Sinne, dass z. B. bei Mooren oder Fließgewässern deren

Einzugsgebiete in das Schutzgebietskonzept integriert werden), so dass es zu sehr

unterschiedlicher Handhabung in den einzelnen Mitgliedstaaten kam. Es gibt

Gebietsabgrenzungen, die praktisch nur das Vorkommen der LRT des Anhangs I bzw. der

Populationen der Arten des Anhangs II einschließen, auf der anderen Seite jedoch auch

Abgrenzungen, die funktionale Aspekte mit berücksichtigten (vgl. Ssymank et al. 1998). Wird

jedoch von einer überwiegend ‚naturschutzfachlich optimalen’ Gebietsabgrenzung ausgegangen,

liegen gute Voraussetzungen für ergebnisorientierte Honorierungsansätze vor, da alle

Eigentumsrechte, die für die Produktion der ökologischen Güter Voraussetzung sind, optimal

verteilt werden können159.

Zusätzlich positiv ist hervorzuheben, dass rechtlich die Möglichkeit besteht, „bei

unvorhersehbaren negativen Fremdeinwirkungen einen wirkungsvollen Schutz durchzusetzen

und direkten Einfluss auf angrenzende Nutzungen zu nehmen“ (Ssymank et al. 1998: 409).

156 erstmals im so genannten Lappel Bank-Urteil (Europäischer Gerichtshof 1996) für die Vogelschutzrichtlinie 157 Rechtssache C-371/98, First Corporate Shipping Ltd. 158 Rechtssachen C-67/99, C-71/99 und C-220/99 159 Negative Wirkungen (externe Effekte) auf die ökologischen Güter durch Dritte außerhalb des Regelungsraums dürften ausgeschlossen sein.


8.2.1.4 Monitoring und Berichtspflicht

Alle sechs Jahre sind die EU-Mitgliedstaaten laut Artikel 17 FFH-Richtlinie verpflichtet, über

den Zustand der Bestandteile des Natura 2000-Netzes in ihrem Zuständigkeitsbereich Bericht zu

erstatten. „Es handelt sich hierbei um die erste umfassende gesetzliche Regelung zur

Erfolgskontrolle im Naturschutz“ (Rückriem & Roscher 1999). Gemäß Artikel 17 der FFH-RL

sind damit von den Mitgliedstaaten ab dem Jahr 2000 alle sechs Jahre Berichte zu erstellen. Zur

Erfüllung dieser Berichtspflicht ist ein Monitoring gemäß Artikel 11 der FFH-Richtlinie

aufzubauen. Für alle FFH-Gebiete ist im Rahmen des Monitorings zu prüfen, inwieweit die

Erhaltungs- und Wiederherstellungsmaßnahmen ihr Ziel erreicht haben bzw. welche Änderungen

zur Erhaltung der FFH-Gebiete vorgenommen werden müssen. Die Ergebnisse werden nach

einem EU-einheitlichen Modell in einem Bericht zusammengefasst, der durch die

Bundesregierung der EU-Kommission übermittelt und der Öffentlichkeit zugänglich gemacht

wird. Des Weiteren muss alle zwei Jahre ein Bericht zum Artenschutz im Zusammenhang mit

den genehmigten Ausnahmen erstellt werden.

Durch das Monitoring und die Berichtspflicht werden über GIS erfasste und bewertete Flächen

von Lebensräumen vorliegen. In den meisten Ländern erfolgt bzw. erfolgte die erste

Bestandsaufnahme und Bewertung über terrestrische Kartierungen. Für den Einsatz der

Honorierungsinstrumente bedeutet dies, dass das Problem der Subsumtion einer konkreten

Fläche unter einen bestimmten Lebensraumtyp und deren flächenhafte Abgrenzung bereits ex

ante gelöst ist.

Durch die Berichtspflicht und die Monitoringpflicht ist ein hoher wissenschaftlicher,

administrativer und finanzieller Input notwendig. Dieser Input kann für eine Verknüpfung der

gesetzlichen Verpflichtungen mit innovativen Honorierungsinstrumenten genutzt werden. Im

Gegensatz zur WRRL, bei der die Indikatoren des Monitorings (z. B. Zustands-Indikatoren der

Gewässerqualität) nicht direkt für die Verknüpfung mit einer ergebnisorientierten Honorierung

genutzt werden können (vgl. Kap. 8.1.1), ist dies für das Kriterium ‚Vollständigkeit des

lebensraumtypischen Arteninventars’ wenigstens teilweise möglich. Mit einer Nutzung der

Monitoring-Indikatoren für die Honorierungsinstrumente können wesentliche Synergieeffekte

realisiert und Kosten gespart werden. Diese Synergieeffekte könnten zusätzlich dadurch

verbessert werden, dass die Zeiträume der Berichtspflicht bei der Ausgestaltung von

Honorierungsinstrumenten berücksichtigt werden.

254 Kapitel 8

8.2.1.5 Verteilung der Eigentumsrechte und Auswahl geeigneter Instrumente

Die klare Rechtssprechung des EuGH bzgl. der Auswahl der Gebiete für das Natura 2000-Netz

verdeutlicht, dass es bei den Zielen der FFH- und Vogelschutzrichtlinie keinen

Ermessensspielraum gibt. Lediglich bei der Wahl der Mittel zur Erreichung der Ziele können

und sollen ökonomische und soziale Belange berücksichtigt werden. Die Länder sind

verpflichtet, mit den Maßnahmen die Ziele zu erreichen (vgl. Kap. 8.2.1.1).

Aus eigentumsrechtlicher Sicht (Distributionskriterium) kann für ordnungsrechtliche

Einschränkungen der landwirtschaftlichen Tätigkeit in Natura 2000-Gebieten nach deutschem

Recht in den meisten Fällen die Sozial- bzw. Ökologiepflichtigkeit analog zur Rechtssprechung

in Naturschutzgebieten geltend gemacht werden. Das bedeutet, dass aus verfassungsrechtlicher

Sicht dem Einsatz von Ordnungsrecht als Instrument zur Umsetzung für den größten Teil der

landwirtschaftlichen Einschränkungen nichts entgegensteht und Entschädigungszahlungen nicht

fällig werden (vgl. Kap. 5.6.2 und 7.3.2.2). „Trotz der für den Naturschutz an sich günstigen

verfassungsrechtlichen Ausgangslage fehlt es weitgehend am politischen Willen, diese

verfassungsrechtlichen Möglichkeiten zugunsten des Naturschutzes durchzusetzen. Obwohl die

für den Naturschutz wertvollen Flächen oftmals ohnehin keine intensive landwirtschaftliche

Nutzung zulassen, ihre Situationsgebundenheit also ihren Verkehrswert mindert, werden im

Wege freiwillig gezahlter Billigkeitsentschädigungen oder durch vertragliche Regelungen

unterhalb der verfassungsrechtlich gebotenen Entschädigungspflicht Zahlungen an die Landwirt

geleistet“ (Czybulka 1999: 9).

Der von Czybulka (1999) beschriebene Weg der Zahlungen oberhalb des verfassungsrechtlich

Gebotenen wird auch bei der Umsetzung der Maßnahmen in Natura 2000-Gebiete von vielen

Ländern gewählt. Ein großer Teil der Länder setzt auf die freiwillige Teilnahme der Landwirte

an Agrarumweltmaßnahmen in Natura 2000-Gebieten. Aus eigentumsrechtlicher Sicht bedeutet

dies jedoch, dass den Landwirten das Recht an den Fähigkeiten zur Produktion der LRT und der

Arten nach Anhang II der FFH-Richtlinie zugeteilt worden ist und die Gesellschaft nun diese

Rechte abkaufen muss. De jure sind die Eigentumsrechte anders verteilt, da mit den Richtlinien

die Gesellschaft jeder Zeit das Recht hat, die Ziele zum großen Teil auch allein über

ordnungsrechtliche Auflagen umzusetzen, sofern ein freiwilliger Tausch nicht zur gewünschten

Allokation führt. Damit ist der Tausch, also die Agrarumweltmaßnahmen, weit weniger

freiwillig als suggeriert. In diesem Verständnis spiegeln ordnungsrechtliche Auflagen, deren

Kosten für die betroffenen Landwirte dann ausgeglichen werden, wie im Rahmen von Artikel 16,

die de jure Eigentumsrechte eher wider und suggerieren nicht das Prinzip der Freiwilligkeit. Das

Prinzip der Freiwilligkeit hat selbstverständlich positive psychologische Effekte. „Die Bauern


müssen wollen können. Nur wenn sie nicht müssen, wollen sie tun, was sie können“ (Gujer

2003: 69). Die Freiwilligkeit zur Teilnahme wird immer wieder als Argument für erfolgreiche

Maßnahmen gesehen (vgl. Baur 2003, Schenk 2000). Mit dem Prinzip der Freiwilligkeit

verbunden ist jedoch, dass gesellschaftliche Kosten für die Zahlungen entstehen. Die

Sozialpflichtigkeit wird weiter ausgehöhlt (vgl. Kap. 5.6.2.1 und 7.1.4.3) und es setzt ein

Verständnis ein, dass Landwirte die Rechte an den ökosystemaren Fähigkeiten, die zur

Produktion der ökologischen Güter notwendig sind, besitzen160. Empirischer Besitz allein

begründet jedoch kein Eigentumsrecht, das Wesen des Eigentums ist es, fortzubestehen, auch

wenn der physische Besitz nicht gegeben ist. Ein gesellschaftlicher Vertrag müsse Eigentum

logisch vorausgehen (vgl. Kap. 5.5).

Hinzu kommt, dass freiwillige Agrarumweltmaßnahmen nicht für jeden Regelungstatbestand

geeignet sind (vgl. Schmidt-Moser 2000). „Von den Zielen des Naturschutzes lassen sich also

nicht alle durch Verträge umsetzen. Sinnvoll sind Verträge dort, wo die bisherige Nutzung der

Flächen im Prinzip beibehalten werden soll oder eine Form der Pflege angestrebt wird, für die

der derzeitige Nutzungsberechtigte besonders qualifiziert ist“ (Rapp 1998: 58).

Auf der anderen Seit ist es in der Regel nicht möglich, in einer Schutzgebietsverordnung

detaillierte und kleinräumige Regelungen zur landwirtschaftlichen Nutzung aufzunehmen, die

den vielfältigen Standortsituationen gerecht werden. Nicht zuletzt sind Schutzgebiets-

verordnungen relativ starre Instrumente. Notwendige Anpassungen an geänderte Rahmen-

bedingungen, neue Erkenntnisse usw. wären nur über eine aufwändige Änderung der

Verordnung möglich (vgl. Schmidt-Moser 2000). Distributionsentscheidungen haben, aufgrund

der unterschiedlichen Instrumente zur Durchsetzung der zugeteilten Eigentumsrechte, also

Einfluss auf die effiziente Allokation.

Die Eigentumsrechtslage wird darüber hinaus dadurch erschwert, dass, wie mehrfach ausführlich

dargestellt (Kap. 4.1 und 5.1), für die Zielerreichung in Natura 2000-Gebieten eine

landwirtschaftliche Nutzung, also der Einsatz individueller Fähigkeiten, notwendig sein kann. Es

ist prinzipiell möglich, Landwirte zum Einsatz individueller Fähigkeiten zu verpflichten (vgl.

Kap. 5.6.2.1). Damit wird der Einsatz von de jure Eigentumsrechten an individuellen

Fähigkeiten erzwungen, was nur in Ausnahmefällen geschehen sollte (vgl. self-ownership-

Theorie, Kap. 5.2). Unter Anerkennung der de jure Eigentumsrechte an individuellen

160 vgl. Diskussion zur Zerstörung intrinsischer Motivation auch Kap. 5.6.2.1, S. 129

256 Kapitel 8

Fähigkeiten kann aus einer Verpflichtung zum Tausch eine Verpflichtung zur Honorierung

begründet werden. Für Natura 2000-Gebiete kann aufgrund der besonderen Bedeutung der LRT

und der Arten nach Anhang II der FFH-Richtlinie und Anhang I der Vogelschutzrichtlinie eine

Bereitstellungspflicht der Landwirte zum Einsatz individueller Fähigkeiten abgeleitet werden.

Dieser Einsatz muss unter den oben aufgeführten Argumenten jedoch honoriert werden. In

juristischem Verständnis würde es sich damit um ausgleichspflichtige Inhaltsbestimmungen des

Eigentums handeln.

Es zeigt sich, dass sowohl die Agrarumweltmaßnahmen als auch herkömmliche

Schutzgebietsverordnungen der besonderen Situation in Natura 2000-Gebieten gerecht werden.

Innerhalb der beschriebenen schwierigen Eigentumsrechtslage und der ansonsten bestimmenden

Rahmenbedingungen (vgl. Kap. 8.2.1.1 bis 8.2.1.4) eröffnet eine ergebnisorientierte Honorierung

teilweise Möglichkeiten der institutionellen Lösung. Insbesondere für die Maßnahmen zum

Erhalt und zur Entwicklung der kulturbestimmten Lebensraumtypen ist dieser Ansatz in der

Kombination von ordnungsrechtlichen Auflagen und einer Honorierung ökologischer Leistungen

von Interesse.

Czybulka (2002) schlägt bei der Beschreibung der Inhalts- und Schrankenbestimmung des

Eigentums für den Bereich der Ökologiepflichtigkeit den Begriff der ‚ökologischen

Inhaltsprägung’ vor: „Zum Bereich der Inhaltsbestimmung könnten insbesondere definitorische

und klassifikatorische Normen zählen, die das Eigentumsobjekt, von der ökologischen Funktion

her gesehen den Schutzgegenstand näher beschreiben. Diese Inhaltsbestimmung ist nicht

zwangsläufig identisch mit einer Schrankenziehung; die Norm kann z. B. die bloße

Zielvorstellung einer auch um ihrer selbst willen zu schützenden Natur vermitteln, sie kann die

Kohärenz als Merkmal ökologischer Entwicklungsgebiete verankern, geschützte Arten und

Lebensgemeinschaften aufzählen und schließlich Eigentumsobjekte oder Teile davon von der

(privatrechtlichen) Eigentumsordnung abspalten bzw. ihr zuordnen“ (Czybulka 2002: 95). Nach

Artikel 14 GG kann das Bündel an Eigentumsrechten damit an die ‚Eigentumsobjekte’ geknüpft

werden und so der Inhalt des Eigentums definiert werden. Das bedeutet, den konkreten

Umweltzustand zu beschreiben, der das Eigentum darstellt. Czybulka selbst wählt das Beispiel

eines Lebensraumtyps der ‚Borstgrasrasen’. „Wenn der Gesetzgeber oder der europäische

Normgeber (und damit letztlich auch der Mitgliedstaat) sich dazu entschließt, Borstgrasrasen

unter gesetzlichen Schutz zu stellen, so sind damit jedenfalls in der neueren Gesetzgebung die

empirischen Vorgaben als Tatbestände vorhanden, an die angeknüpft werden kann“ (Czybulka

2002: 105). Das heißt, aus juristischer Sicht ist hierbei ein Typus ausreichend genau normiert.


Aufbauend auf diesen Argumenten wären in FFH-Gebieten die Eigentumsrechte bzgl. der LRT

auf der Grundlage der Qualitätsbeschreibung der LRT justiziabel. Demnach können die ohnehin

durch die FFH-Richtlinie festgelegten Zielsetzungen in Schutzgebietsverordnungen verankert

werden und würden rechtswirksam. Damit ist die Voraussetzung für die Anwendung von

Ausgleichszahlungen nach Artikel 16 gegeben, ohne dass konkrete Handlungsanweisungen (Ge-

und Verbote) in die Schutzgebietsverordnung aufgenommen werden müssen. Durch die

schlüssige Darstellung, dass für das Erreichen dieser Ziele bestimmte landwirtschaftliche

Handlungen notwendig sind, ist die Fördervoraussetzung von Artikel 16 erfüllt, ohne dass starre

Ge- und Verbote im Sinne von Maßnahmen-Indikatoren ordnungsrechtlich festgelegt werden

müssen. Schutzgebietsverordnungen würden so die Ansprüche an Flexibilität erfüllen. Die

‚ökologische Inhaltsprägung’ kann derart rationalisiert werden, dass eine ergebnisorientierte

Honorierung daran geknüpft werden kann (vgl. Kap. 8.2.1.2). Die Landwirte haben damit die

maximalen Freiheitsgrade, die die de jure Verteilung der Eigentumsrechte ermöglicht. Die

Risikoübernahme durch die Landwirte ist gering, da die Honorierung auf den Erhalt der

gegebenen Qualität ausgerichtet und der Entwicklungsaspekt über zusätzliche Anreize erfasst

werden kann (vgl. Kap. 6.3.4.3).

8.2.2 Bedeutung von Artikel 16-Maßnahmen im Zuge der Umsetzung der FFH-

Richtlinie

Das Natura 2000-Netzwerk wird in großen Teilen durch menschliche Aktivitäten direkt

beeinflusst. Gerade große Gebiete wie z. B. in Spanien (SCI von mehr als 100.000 ha Größe)

werden zu erheblichen Teilen durch produktiv genutzte Flächen bestimmt. Auch in Deutschland

findet innerhalb der Natura 2000-Gebiete in weiten Bereichen eine private land- oder

forstwirtschaftliche Nutzung statt.

Es liegen noch keine Daten darüber vor, wie hoch der Anteil an landwirtschaftlicher Fläche in

Natura 2000-Gebieten in Deutschland ist. Die für Brandenburg vorliegenden Daten geben jedoch

Hinweise auf den potentiellen Umfang. Rund 140.000 ha landwirtschaftlich genutzter Fläche

(10,5 % der LF) liegen in Natura 2000-Gebieten (MLUR 2003b). Demzufolge werden ca. 46 %

der Natura 2000-Flächen in Brandenburg landwirtschaftlich genutzt. Bereits im Jahr 2002

wurden auf der Grundlage des Artikel 16 der VO (EG) 1257/1999 für 8 % dieser

landwirtschaftlich genutzten Fläche Ausgleichszahlungen gezahlt und auf 37 % der Fläche

fanden Agrarumweltmaßnahmen (AUM) statt (vgl. Abbildung 43). Die Verteilung der Natura

2000-Gebiete in Brandenburg ist der Abbildung A-17 im Anhang zu entnehmen.

258 Kapitel 8

Nimmt man für eine grobe Schätzung einen Anteil von 50 % landwirtschaftlich genutzter

Flächen in Natura 2000-Gebiete an, ergäbe dies für Deutschland 1,1 Mio. ha landwirtschaftlich

genutzter Fläche in Natura 2000-Gebieten. Die tatsächlichen Zahlen dürften allerdings darunter

liegen, da in Brandenburg durch die großen Vogelschutzgebiete und den darin befindlichen

hohen Grünlandanteil die landwirtschaftliche Fläche in Natura 2000 im Deutschlandvergleich

überdurchschnittlich hoch ist. Trotzdem wird deutlich, welche vergleichsweise hohe Bedeutung

der Instrumentenentwicklung für den Bereich der landwirtschaftlich genutzten Flächen in

Natura 2000-Gebieten beigemessen werden sollte.

Die landwirtschaftliche Nutzung hat positive und negative Wirkungen in Natura 2000-Gebieten.

Auf der einen Seite sind einem Gebiet wie Europa, das kaum noch menschlich unbeeinflusste

Gebiete aufweist, extensiv genutzte und über Jahrhunderte entwickelte halbnatürliche

Lebensräume Träger der Biodiversität und Sekundärlebensraum vieler Arten, deren natürliche

Standorte nahezu nivelliert sind. Der Erhalt vieler LRT nach Anhang I ist von einer extensiven

Bewirtschaftung abhängig. Darüber hinaus spielt die intensive Landwirtschaft als

Gefährdungsursache für Schutzziele des Natura 2000-Konzeptes eine große Rolle. In Zahlen

bedeutet dies im europäischen Raum, dass rund ein Drittel der LRT durch eine Intensivierung

der Landwirtschaft und rund ein Siebtel durch eine Aufgabe der bestehenden extensiven

landwirtschaftlichen Nutzung gefährdet sind (WWF 1999). In diesem Spannungsfeld müssen

geeignete Maßnahmen ergriffen werden.

Artikel 16-Maßnahmen sind insbesondere im Zusammenhang mit LRT von Interesse, für deren

Erhalt eine landwirtschaftliche Nutzung bzw. Pflege notwendig ist. Führen ordnungsrechtliche

Auflagen hier zum Rückzug der Landwirtschaft, kann das Ziel der FFH-Richtlinie nicht erreicht

werden. In derartigen Fällen bietet sich insbesondere eine Kombination aus ordnungsrechtlichen

Auflagen und einer Honorierung an (vgl. Kap. 8.2.1.5). Prinzipiell kommen hier auch freiwillige

Agrarumweltmaßnahmen in Frage, allerdings nur dann, wenn so ein dauerhafter Schutz erreicht

werden kann (vgl. Kap. 8.2.1.5).

In Deutschland entfällt ca. ein Viertel der Fläche der LRT nach Anhang I der FFH-Richtlinie auf

kulturbestimmte LRT. Für einige weitere LRT ist eine Pflege auf sekundären Standorten

notwendig (Ssymank 1997). In Abbildung 60 sind auf der Grundlage von Schätzungen des

Gesamtbestandes der LRT nach Anhang I der FFH-Richtlinie der Umfang der kulturbestimmten

LRT dargestellt. Ausgehend von den LRT, die einer ein- bis zweimaligen Nutzung bedürfen,

wären lediglich ca. 3,5 % des Grünlandes in Deutschland Flächen von LRT nach Anhang I der

FFH-Richtlinie.


Abbildung 60: Ermittelter Gesamtbestand von kulturbestimmten Lebensraumtypen (LRT) in Deutschland

LRT in ha (geschätzt als minimaler und maximaler Flächenumfang) inner- und außerhalb der FFH-Gebiete für deren Erhalt (landwirtschaftliche) Pflegemaßnahmen bzw. eine Nutzung notwendig sind; 1LRT: 6440, 6510, 6520; 2LRT: 6210, 6230, 6240, 6410, 3LRT: 2310, 2320, 2330, 4030, 5130, 6120 (eigene Darstellung, Datenquelle: Ellwanger et al. 2000)

Die Bestandsaufnahme von drei kulturbestimmten LRT innerhalb der gemeldeten Natura 2000-

Gebiete, ergab für beispielhafte Bundesländer im Jahre 2003 einen sehr unterschiedlichen

Flächenumfang, der selbstverständlich die Größe, aber auch die landwirtschaftlichen und

naturräumlichen Bedingungen der Bundesländer widerspiegelt (vgl. Tabelle 16). Kein

Zusammenhang ist zwischen dem Flächenumfang der LRT und der Anwendung von Artikel 16-

Maßnahmen zu erkennen. So wenden die beiden Länder Bayern und Sachsen-Anhalt, mit den

höchsten Anteilen an landwirtschaftlich genutzten LRT, keine Artikel 16-Maßnahmen an,

während Schleswig-Holstein mit einer sehr geringen Fläche von 200 bis max. 630 ha dieser LRT

bereits im Jahre 2002 2.444 ha Grünland über Artikel 16 förderte. Die Daten zeigen, dass Artikel

16-Maßnahmen potentiell eine wichtige Rolle als Instrument zur Umsetzung der Ziele der FFH-

Richtlinie spielen können, auf der anderen Seite gibt die zögerliche Anwendung Hinweis darauf,

dass die konkrete Ausgestaltung durchaus schwierig ist161.

161 Es zeigt sich, dass die meisten Länder im Zusammenhang mit der landwirtschaftlich genutzten Fläche in FFH-Gebieten versuchen, überwiegend freiwillige Agrarumweltmaßnahmen zu nutzen (vgl. auch Kap. 8.2.1.5).

Abschätzung des Flächenumfangs (ha) von LRT, für

deren Erhalt eine Pflege/Nutzung notwendig ist

68690 79590

5757066740

153600

183700

Deutschland min. Deutschland max.

Extensive Nutzung (1-2malige Mahd)

Extensive Pflege (Mahd, Beweidung)

Offenhaltung

1

2

3

260 Kapitel 8

Tabelle 16: Flächenumfang von drei kulturbestimmten Grünland-Lebensraumtypen (LRT) in vier

Bundesländern

Gemeldete Fläche an landwirtschaftlich genutzten LRT (ha) 1 Land

Magere Flachland-/ Berg-Mähwiesen

(LRT 6510)

Berg-Mähweiden

(LRT 6520)

Brenndolden-Auenwiesen

(LRT 6440)

Summe über LRT

Artikel 16-geförderte

extensive GL-Nutzung

2002 2(ha)

BB 3.728 - 1.201 4929 9.674

SH 100 (400) - 60 (70) 160 (470) 2.444

ST 6.400 - 1.400 7.800 -

BY 7.600 5.000 30 16.930 - 1 Die Angaben wurden durch die zuständigen Landesbehörden gegeben und können sich durch die terrestrische Kartierung der FFH-Gebiete noch ändern. 2 Quelle: Berichte zur Halbzeitbewertung der EPLR

8.2.3 Pflanzenarten von Grünlandlebensraumtypen als Anknüpfung für eine

ergebnisorientierte Honorierung am Beispiel des Landes Brandenburg

8.2.3.1 Beschreibung der diskutierten Lebensraumtypen (LRT)

Es werden zwei Grünlandlebensraumtypen Brandenburgs beschrieben, für deren Erhalt eine

extensive Nutzung notwendig ist und deren Fläche aktuell zum großen Teil als Dauergrünland

landwirtschaftlich genutzt werden: Brenndolden-Auenwiesen (LRT 6440) und Magere

Flachland-Mähwiesen (LRT 6510). Da die Pfeifengraswiesen (LRT 6410) in Brandenburg

aktuell zum größten Teil nicht genutzt werden (Beutler & Beutler 2002), sollen diese hier nicht

betrachtet werden. Eine ergebnisorientierte Honorierung der Pflegemaßnahmen ist bei diesem

LRT genauso wie bei den wertvollen Sand-, Kalk-Trocken-, Borstgras- und Steppen-

Trockenrasen (LRT 6120, 6210, 6230, 6240) möglich und sinnvoll162.

Brenndolden-Auenwiesen (LRT 6440)

Bei dem Lebensraum der Brenndolden-Auenwiesen handelt es sich um artenreiche Wiesen (ca.

30 Pflanzenarten pro Vegetationsaufnahme) auf potentiellen Auenwaldstandorten der großen

Fluss- und Stromtäler vor allem von Oder, Elbe und Havel. Im Steckbrief als Anlage A-3 im

162 Allerdings müssen unter den veränderten Rahmenbedingungen für derartige Pflegeflächen gesonderte Honorierungsansätze entwickelt werden, sofern diese Flächen nicht als Grünland gemeldet sind (vgl. Kap. 7.1.4.1).


Anhang ist die Verbreitung des LRT in Brandenburg dargestellt. Der Flächenumfang der

Brenndolden-Auenwiesen in FFH-Gebieten Brandenburgs beträgt 1.201 ha163.

Entscheidender Standortfaktor für das Vorkommen des Lebensraumtyps sind wechselfeuchte

Bedingungen (je nach relativer Höhe zum Fluss wechselfeucht bis wechselnass) und Überflutung

bzw. in ausgepolderten Bereichen Überstauung oder Durchfeuchtung durch Drängewasser (vgl.

Steckbrief, Anlage A-3.1 im Anhang). Die Standorte von Brenndolden-Auenwiesen sind

extremen Wasserstandsschwankungen im Jahresverlauf unterworfen (vgl. Balatova-Tulackova

1966, Burkart 1998, Fartmann et al. 2001). In Abhängigkeit von der mittleren Hochwasserlinie

(MHW) kann eine trockene (oberhalb der MHW) und eine feuchte Variante (unterhalb der

MHW) unterschieden werden (Burkart 1998).

Neben der Namen gebenden Art Cnidium dubium sind die Brenndolden-Auenwiesen floristisch

durch das Vorkommen von Stromtalarten charakterisiert (vgl. charakteristische Pflanzenarten

Steckbrief, Anlage A-3.1 im Anhang), das heißt Pflanzen mit subkontinentaler Verbreitung, die

an große Flussauen gebunden sind (vgl. Burkart 2001). Im Steckbrief sind

Pflanzengesellschaften aufgeführt, die von Beutler & Beutler (2002) teilweise bzw. völlig unter

den Lebensraumtyp der Brenndolden-Auenwiese subsumiert werden (Anlage A-3.1 im Anhang).

Allerdings schließen sich Fartmann et al. 2001 den Ausführungen von Zaluski 1995 und Burkart

1998 an, die die gesamten Brenndolden-Auenwiesen des nordostdeutschen Flachlands in einer

Assoziation der Cnidio-Deschampsietum HUNDT ex PASSARGE 1960 zusammenfassen. Diese

‚internen’ Zuordnungsdifferenzen sind jedoch für die Abgrenzung des LRT ‚Brenndolden-

Auenwiese’ nicht relevant, da die gesamte Assoziation Cnidio-Deschampsietum ebenfalls unter

den LRT subsumiert werden kann164.

Entsprechend der Dynamik des Fließgewässers können die Vegetationsbestände des LRT von

Jahr zu Jahr starken Veränderungen unterliegen. „So treten die Cnidion-Arten im Jahr nach

einem ausgedehnten Sommerhochwasser nur noch mit verminderter Vitalität auf, erholen sich in

den Jahren danach aber wieder schnell. Somit ist bei der Interpretation der Daten zunächst zu

beurteilen, ob sich Verschiebungen der Deckungsgrade, der Nekromasseanteile oder der

Artenzahlen auf natürliche Prozesse zurückführen lassen oder anthropogen verursacht wurden

(Fartmann et al. 2001: 548).

163 LUA 2004 Abt. Ö2, schriftliche Mitteilung 164 teilweise können die Gesellschaften synonym verwendet werden, vgl. Diskussion zu den Pflanzengesellschaften in Kap. 8.2.1.2

262 Kapitel 8

Wesentliche Gefährdungsursachen ist die Zerstörung der natürlichen Überflutungsdynamik

durch Flussregulierung, Deichbauten, Polderung und Entwässerung. Die landwirtschaftliche

intensive Nutzung führt selbst auf den natürlich nährstoffreicheren Auenstandorten der

Brenndolden-Auenwiese durch hohe Düngungsintensität sowie Vielschnittnutzung bzw.

Intensivweide zur Artenverarmung (Burkart et al. 2004). Erkenntnisse zur optimalen

landwirtschaftlichen Nutzung im Sinne der Erhaltung artenreicher Brenndolden-Auenwiesen

sind bisher kaum veröffentlicht. Der Verzicht auf eine Düngung als Erhaltungsmaßnahme ist

jedoch unstrittig. Im Gegensatz zu den Empfehlungen von Beutler & Beutler (2002) spricht sich

Burkart (2003 mdl.) dafür aus, dass der erste Schnitt so früh erfolgen kann, wie aus

landwirtschaftlichen Erwägungen sinnvoll ist. Fast alle charakteristischen Arten der

Brenndolden-Auenwiesen blühen spät, in der Regel im zweiten Aufwuchs im Sommer.

Entscheidend ist dass die Hochsommerblüte geschont wird. Starre Vorgaben zum Pflegeregime

erscheinen demnach nicht gerechtfertigt, was den Ansatz einer ergebnisorientierten Honorierung

unterstützt. Positiv für den Ansatz der ergebnisorientierten Honorierung ist außerdem zu werten,

dass die Bestände der Brenndolden-Auenwiesen schnell, also in vertragstauglicher Zeit, auf eine

landwirtschaftliche Übernutzung reagieren (vgl. Fartmann et al. 2001).

Magere Flachland-Mähwiesen (LRT 6510)

Bei diesem LRT handelt es sich um artenreiche Wiesenfuchsschwanz- (feuchtere Standorte) und

Glatthaferwiesen (trockenere Standorte) des Flachlandes. Im Steckbrief als Anlage A-3 im

Anhang ist die Verbreitung des Lebensraumtyps in Brandenburg dargestellt. Der Flächenumfang

der Mageren Flachland-Mähwiesen in FFH-Gebieten Brandenburgs beträgt 3.728 ha165.

Das häufigste Vorkommen erstreckt sich auf vorentwässerte Standorte oder Sekundärstandorte

wie Dämme und Deiche (Beutler & Beutler 2002, vgl. Steckbrief, Anlage A-3.2 im Anhang).

Die Vegetation dieses LRT gehört pflanzensoziologisch zum Verband des Arrhenatherion. Für

Fartmann et al. ist die Subsumtion eines Bestandes unter den Verband notwendiges Kriterium für

die Typisierung als LRT: „Diese Abbaustadien der Glatthaferwiesen gehören nicht mehr zum

Arrhenatherion und sind folglich kein Bestandteil des LRT Flachland-Mähwiese“ (Fartmann et

al. 2001: 550). Im Steckbrief sind Pflanzengesellschaften aufgeführt, die von Beutler & Beutler

(2002) teilweise bzw. völlig unter den Lebensraumtyp der Mageren Flachland-Mähwiesen

subsumiert werden (Anlage A-3.2 im Anhang).

165 LUA 2004 Abt. Ö2, schriftliche Mitteilung


Das Arrhenatherion hat im Großen und Ganzen eine ähnliche Verbreitung wie die von Rotbuche

beherrschten Waldgesellschaften. Die artenreichsten und am besten charakterisierten Bestände

findet man dort, wo sie entsprechend der traditionellen Nutzung zweimal im Jahr gemäht und nur

mit Stallmist gedüngt werden (Ellenberg 1996). Die Pflanzenartenzahlen dieses LRT sind in

nordostdeutschen Gebieten wesentlich geringer (25-38 Arten pro Vegetationsaufnahme) als in

Süd- und Mitteldeutschland (37-53) (Fartmann et al. 2001). Die Pflanzenartenzahl liefert

wichtige Hinweise zum Erhaltungszustand des LRT (Fartmann et al. 2001, Liesbach & Peppler-

Liesbach 1996). Typische Pflanzen- und Tierarten sind im Steckbrief im Anhang aufgeführt

(Anlage A-3.2 im Anhang).

Gefährdungsfaktoren sind vor allen Dingen eine intensivere Nutzung und intensive Beweidung,

für die feuchteren Ausprägungen eine weitere Absenkung des Grundwasserpegels auf

Niedermoorböden sowie eine Aufgabe der Nutzung, verbunden mit Verbrachung und

Verbuschung.

8.2.3.2 Ableitung von Pflanzenarten als Indikatoren

Im Folgenden wird eine Methode vorgestellt, wie und auf welcher Datengrundlage die

Entwicklung von Pflanzenarten der LRT für eine ergebnisorientierte Honorierung für die

Brenndolden-Auenwiesen und die Mageren Flachland-Mähwiesen stattfinden kann.

Insbesondere wird diskutiert, inwieweit die aktuellen Indikatorenvorschläge und deren

Normierung im Rahmen des Monitorings nach Artikel 11 der FFH-Richtlinie für eine

ergebnisorientierte Honorierung für Brenndolden-Auenwiesen und Magere Flachland-

Mähwiesen genutzt werden können.

In den Kapiteln 8.2.1.2 und 8.2.1.4 wurde bereits beschrieben, welche grundsätzliche

Datenqualität mit dem Monitoring als Ausgangspunkt vorliegt. Die LRT-Flächen sind digital im

Gelände erfasst und deren Erhaltungszustand bewertet. Die terrestrische Kartierung ergänzt

dabei die bereits für Großschutzgebiete vorliegenden Erhebungen.

In Brandenburg wurden LRT-typische Pflanzenarten und deren Normierung ausgewählt, die auf

den Beschlüssen der LANA (vgl. Anlage A-2) und den in der LANA-Arbeitsgruppe ‚Grünland’

erarbeiteten Vorschlägen basieren. Diese liegen als Entwurf vor166 und sind im Anhang als

166 Erarbeitung durch das LUA Abt. Ö2

264 Kapitel 8

Tabelle A-8 für die Brenndolden-Auenwiesen und Tabelle A-9 für die Mageren Flachland-

Mähwiesen dargestellt. Die einzelnen Bestände der Lebensraumtypen werden demnach auf der

Grundlage von drei Kriterien anhand einer dreistufigen Skala bewertet. Auf der Grundlage dieser

Einzelbewertung erfolgt eine Aggregation für die Gesamtbewertung des Bestandes. Der Modus

für die Aggregation ist in Anlage A-2 im Anhang dargestellt (vgl. auch Doerpinghaus et al.

2003). Dabei handelt es sich um einen sehr pragmatischen Ansatz, bei dem die drei

Bewertungskriterien gleich gewichtet werden und der darauf abzielt, ein möglichst einheitliches

Vorgehen der Länder zu gewährleisten.

Für eine ergebnisorientierte Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft ist

insbesondere das Kriterium der ‚Vollständigkeit des lebensraumtypischen Arteninventars’ als

Ansatz geeignet. Das aktuelle Arteninventar ist am besten geeignet, die landwirtschaftlich

beeinflusste Qualität des Lebensraums, ausgehend von einer Status-quo-Bewertung, indikativ

abzubilden und damit für die Honorierung zu rationalisieren. Es wird damit dem Ansatz der

ÖQV der Schweiz und des MEKA II gefolgt, indem ausschließlich „Positivzeigerarten“ (BLW

2001) genutzt werden (keine, die eine Beeinträchtigung anzeigen). Die generelle Eignung von

Pflanzenarten des Grünlandes als Indikatoren für eine ergebnisorientierte Honorierung kann

mittlerweile als empirisch bewiesen gelten (vgl. Kap. 4.2.3.1. und 4.2.3.2).

Die Normierung des Arteninventars im Rahmen des Monitorings könnte prinzipiell direkt für die

Verknüpfung mit einer ergebnisorientierten Honorierung genutzt werden. Allerdings müssen die

im Zuge des Monitoringkonzeptes definierten Arten vor dem Hintergrund der gesamten

Anforderungen an Indikatoren als Scharnier zwischen dem ökologischen Gut und der

Honorierung bewertet werden.

In Kapitel 6.3.4 wurde ausführlich diskutiert, dass die Indikatoren zur Erfüllung des speziellen

Zwecks vielfältige Anforderungen erfüllen müssen. Insbesondere vor dem Hintergrund der

Akzeptanz und der Förderung von Eigenmotivation sind die Kriterien der Formulierbarkeit und

der praktischen Erhebbarkeit als wesentlich zu betrachten (Kap. 6.3.4). Die Landwirte sollen als

Produzenten ‚ihre’ ökologischen Güter kennen. Der guten Erkennbarkeit der Indikatorenarten ist

daher nicht nur aufgrund der praktischen Erhebbarkeit besondere Bedeutung beizumessen.

Dieses Anforderungskriterium spielte jedoch bei der Entwicklung der LRT-typischen Arten

keine Rolle. Der Anforderung kann nicht einfach dadurch gerecht werden, dass aus dem Katalog

der Monitoringarten die gut erkennbaren ausgewählt werden, da diese nur teilweise mit der

ausreichenden Stetigkeit in den Beständen der jeweiligen Qualität vorkommen können.


Es wird empfohlen, bei der Ableitung der Indikatoren für eine ergebnisorientierte Honorierung

für die Grünlandlebensraumtypen wie folgt vorzugehen (vgl. Abbildung 61 und Abbildung 62):

Schritt 1 – Zusammenstellung der Datenbasis

Datengrundlagen liefern aktuelle Vegetationsaufnahmen aus Brandenburg, ergänzt durch

geeignete Bestandserhebungen im Rahmen der terrestrischen FFH-Kartierung und der Status-

quo-Bewertung der LRT-Flächen im Zuge des Monitorings. Dabei kann bei den Brenndolden-

Auenwiesen auf eine gute Datenbasis durch mehrere vegetationskundliche Untersuchungen in

den letzten Jahren zurückgegriffen werden (Burkart 1998, Fartmann et al. 2001, vgl. auch Leyer

2002 für Sachsen-Anhalt). Brenndolden-Auenwiesen sind als Gesellschaft eines so genannten

‚Extremstandortes’ relativ gut zu typisieren.

Schwieriger gestaltet sich die Datenlage bei den Mageren Flachland-Mähwiesen. Diese

Wiesengesellschaft der ‚mittleren’ Standorte ist weit weniger klar pflanzensoziologisch definiert

(vgl. Diskussion Kap. 8.2.1.2) und Vegetationsaufnahmen, die die gesamte ‚Breite’ dieses LRT

widerspiegeln, sind aktuell für Brandenburg nicht verfügbar. Eine Prüfung der Verwendbarkeit

der Daten aus der Erfolgskontrolle des Vertragsnaturschutzes und der Agrarumweltmaßnahmen

zu nutzen, erwies sich als nicht möglich. Die Erfolgskontrolle erfolgt durch die Erhebung

bestimmter „Indikatorarten bzw. naturschutzrelevanter Arten verschiedener Grünlandtypen, die

Aussagen über Extensivierungsgrad, Sukzessionsstufe, Nährstoffsituation, Wasserverhältnisse

und Störungen der Untersuchungsflächen zulassen“ (LUA & LAGS 2001). Tabelle A-10 im

Anhang zeigt, dass über die Hälfte der lebensraumtypischen Arten im Rahmen der

Brandenburger Erfolgskontrolle zum Vertragsnaturschutz nicht erfasst werden167. Für die

Mageren Flachland-Mähwiesen wird es notwendig sein, die Status-quo-Erhebung im Zuge des

FFH-Monitorings für die Entwicklung von Indikatorenarten einer ergebnisorientierten

Honorierung zu nutzen. Zu prüfen ist, inwieweit die FFH-Kartierung eine Genauigkeit erreicht,

die die Nutzung dieser Daten für die Ableitung der Indikatoren erlaubt.

167 Dieses Beispiel zeigt, dass es aus Gründen der Transaktionskosten vorteilhaft sein kann, eine Erhebung der Vegetation nach pflanzensoziologischen Methoden durchzuführen, um diese für verschiedene Zwecke nutzen zu können, auch wenn die Erhebung im ersten Moment einen Mehraufwand bedeutet.

266 Kapitel 8

Schritt 2 – Qualitative Bewertung der Datenbestände

Die unter Schritt 1 beschriebene Datenbasis kann anhand der Qualitätsnormierung des LRT

bewertet werden. Grundlage sind die jeweils LRT-typischen Pflanzenarten. Die Normierungen

für die zwei LRT sind in Abbildung 61 und Abbildung 62 dargestellt. Neben den Pflanzenarten

kann bei nicht ‚eindeutigen’ Beständen bei den Mageren Flachland-Mähwiesen noch das

Kriterium der Deckung der Kräuter hinzugezogen werden. Bei Brenndolden-Auenwiesen kann

die Artenzahl zusätzlich zu den LRT-typischen Pflanzenarten zur Qualitätsbestimmung genutzt

werden.

Trotz der Qualitätsnormierung bedarf es eines gewissen Maßes an ‚Intuition’ auf der Grundlage

fundierter Kenntnisse der realen Vielfalt, um diese Subsumtion der Bestände unter die

Qualitätstypen am grünen Tisch durchzuführen. Diese Arbeit sollte daher durch ausgewiesene

Kenner der Brandenburger Vegetation erfolgen. Die Vielfalt der realen Vegetation führt dazu,

dass sich dem Ideal einer Bewertung als messanalogem Vorgang nur angenähert werden kann.

Entscheidend ist, dass die Bewertung intersubjektiv nachvollziehbar ist (vgl. dazu Kap. 6.3.4).

Die Normierung der Qualitäten operationalisiert jedoch die Qualitätszuweisung weitgehend.168

Die Bestände sind nach dieser Bewertung eindeutig den Qualitätstypen A, B oder C zugeordnet.

Die kritische Qualitätsbewertung der Datenbasis durch Experten kann und sollte zur

Verifizierung der definierten LRT-typischen Arten genutzt werden (vgl. Abbildung 61 und

Abbildung 62).

Schritt 3 – Ableitung von Indikatorenarten für die ergebnisorientierte Honorierung

Die qualitativ bewerteten Bestände können hinsichtlich differenzierender Arten statistisch

ausgewertet werden. Von Interesse sind dabei nur noch die Qualitäten A und B. Die Gruppe C ist

jedoch zur Definition abgrenzender Arten sehr hilfreich. Selbst über Arten standardisiert werden

muss diese Gruppe nicht (C ist als Rest definiert).

Die Arten müssen eine Treue zur jeweiligen Qualität aufweisen und mit einer ausreichenden

Stetigkeit in den Beständen vorkommen. Die Arten müssen keine Merkmale von

168 Bei der Erarbeitung der Schweizer ÖQV war ein Expertenurteil durch lokale Kenner notwendig, um die grundlegende Bewertung der Vegetationsaufnahmen als Ausgangspunkt für die Entwicklung der Indikatoren vorzunehmen. Durch Expertenwissen musste die Frage beantwortet werden: „Ist der Bestand würdig, gefördert zu werden?“, schriftliche Mitteilung durch Christian Hedinger (vgl. UNA 2001).


pflanzensoziologischen Charakterarten haben, denn die Typuszugehörigkeit muss nicht mit Hilfe

dieser Arten angezeigt werden. Mit hoher Wahrscheinlichkeit werden die jeweiligen LRT

standörtlich unterschieden werden müssen. Insbesondere die Wasserversorgung dürfte eine

Differenzierung notwendig machen (vgl. Beschreibung der LRT in Kap. 8.2.3.1).

Resultat sind mindestens zwei Masterlisten zu Pflanzenarten pro LRT, die die Qualität indikativ

abbilden. Die statistische Auswertung kann zeigen, dass die zwei Qualitäten nicht über

verschiedene Pflanzenarten indikativ zu differenzieren sind, sondern möglicherweise ‚nur’

anhand der Anzahl qualitätszeigender Arten. Aufgrund der sich in der Artenzusammensetzung

durchschlagenden Standortverhältnisse der Wasserversorgung ist von insgesamt vier

Masterlisten pro LRT auszugehen. Qualität A für trockene und feuchte Standort und Qualität B

für trockene und feuchte Standorte (vgl. Abbildung 61 und Abbildung 62).

Die differenzierenden Arten müssen in einem zweiten Schritt hinsichtlich ihrer guten

Erkennbarkeit bewertet werden. Dabei kann zum einen auf die Erfahrungen in der Schweiz und

im MEKA II zurückgegriffen werden (vgl. Kap. 4.2.3, vgl. auch Schiess-Bühler 2003), zum

anderen konnten in den letzten Jahren auch in Brandenburg im Rahmen der Erfolgskontrolle des

Vertragsnaturschutzes Erfahrungen zur Erkennung von ausgewählten Arten in

Grünlandbeständen durch ‚Nichtfachleute’ gesammelt werden. In Brandenburg wurden für die

Erfolgskontrolle von gefördertem, extensivem Grünland Naturwächter der Großschutzgebiete

geschult.

Sofern die Indikatorenarten des Monitorings den Anforderungen der Indikatoren einer

ergebnisorientierten Honorierung gerecht werden, sollten diese genutzt werden, da den

Landwirten dadurch die direkten Zielarten ‚näher gebracht’ werden und darüber hinaus die

Synergieeffekte zwischen Monitoring nach Artikel 11 der FFH-Richtlinie und der

Administration der Honorierungsinstrumente am besten genutzt werden können.

Die indikative Wirkung und die Praktikabilität der ausgewählten Arten ist nach den ersten

Anwendungen zu verifizieren und gegebenenfalls zu überarbeiten.

Die Aufnahmemethode ist im Zuge der Indikatorenentwicklung und in Zusammenarbeit mit den

Landwirten bzw. Kontrollpersonen zu erarbeiten. Dabei können die Erfahrungen genutzt werden,

die mit der Transektmethode im Rahmen des MEKA II (vgl. S. 121) bzw. mit der eher

flächenhaften Erfassung nach dem Schweizer Modell (vgl. BLW 2001) gemacht wurden.

268 Kapitel 8

Abbildung 61: Verfahren zur Ableitung der Indikatoren für eine ergebnisorientierte Honorierung für den

Lebensraumtyp (LRT) Brenndolden-Auenwiese

Statistische Auswertung nach Arten mit charakteristischen Eigenschaften für die jeweilige

Qualität bzw. trennende Zeigereigenschaften zwischen den Qualitäten Gegebenenfalls sind die Indikatorenarten standörtlich zu differenzieren, z.B. feuchte und trockene Ausprägung (Wiesenfuchsschwanzwiesen und Glatthaferwiesen). Zusätzliche Eigenschaft der Arten: • Einfach/eindeutig zu erkennen • LRT-typische Arten werden bevorzugt

Ver

ifiz

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Datenbasis der Indikatorenentwicklung

A - Bestände mit vollständigem

lebensraumtypischen Arteninventar

B - Bestände mit weitgehend vorhandenem


C - Bestände mit teilweise vorhandenem lebensraumtypischen

Arteninventar

mindestens 6 LRT-Arten (artenreiche Wiesen > 30 Pflanzenarten)

mindestens 3 LRT-Arten

(mittlere Artenzahl)

weniger als 3 LRT-Arten (Arten des

Intensivgrünlandes)

Bewertung der Bestände auf der Grundlage von LRT-typischen Pflanzenarten

*Achillea salicifolia, *Allium angulosum, *Cnidium dubium, Deschampsia caespitosa, Galium boreale, *Gratiola officinalis, *Inula britannica, Iris sibirica, Lathyrus palustris, Ranunculus auricomus agg., Sanguisorba officinalis, Serratula tinctoria, *Scutellaria hastifolia, Senecio aquaticus, Silaum silaus, *Thalictrum lucidum, *Th. flavum, *Pseudolysimachium longifolium, *Viola stagnina sowie weiteren typischen Arten der Feuchtwiesen (* = Stromtalarten)

Datenbasis der Bewertung

Brenndolden-Auenwiesen (LRT 6440)

Ver

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Qualitätszeigende Indikatorenarten(anzahl)

(standortdifferenziert: feucht/trocken)

vorhandene (aktuelle) Vegetationsaufnahmen

Burkart 1998

Fartmann et al. 2001

Leyer 2002

Liste A – trocken Liste B – trocken

Liste B – feucht (kann mit A identisch sein, dann Differenzierung über Artenanzahl)

Liste A – feucht z.B. Talictrum flavum …


Abbildung 62: Verfahren zur Ableitung der Indikatoren für eine ergebnisorientierte Honorierung für den

Lebensraumtyp (LRT) Magere Flachland-Mähwiese

V

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Datenbasis der Indikatorenentwicklung

A - Bestände mit vollständigem


B - Bestände mit weitgehend vorhandenem


C - Bestände mit teilweise vorhandenem lebensraumtypischen

Arteninventar

mindestens 15 Arten (- Magerkeitszeiger (*) - Gesamtdeckungsgrad der Kräuter: basenreich: > 40% basenarm: > 30%)

mindestens 8 LRT-Arten (- Magerkeitszeiger (*) - Gesamtdeckungsgrad der Kräuter: basenreich: 30-40% basenarm: 15-30%)

weniger als 8 LRT-Arten (- Gesamtdeckungsgrad der Kräuter: basenreich: < 30% basenarm: < 15%)

Bewertung der Bestände auf der Grundlage von LRT-typischen Pflanzenarten Achillea millefolium, Anthoxanthum odoratum*, Arrhenatherum elatius, Avenula pubescens*, Alopecurus pratensis, Campanula patula, Centaurea jacea, Crepis biennis, Daucus carota, Festuca prat., Festuca rubra, Galium album, Geranium pratense, Heracleum sphondylium, Holcus lanatus, Knautia arvensis, Lathyrus prat., Leucanthemum vulgare, Leontodon autumnalis, Leontodon hispidus*, Lotus corniculatus, Luzula campestris*, Pastinaca sativa, Phleum pratense, Pimpinella major, Pimpinella saxifraga*, Plantago lanceolata, Poa trivialis, Ranunculus bulbosus*, Ranunculus repens, Ranunculus acris, Rumex thyrsiflorus, Sanguisorba officinalis, Saxifraga granulata*, Silaum silaus, Stellaria graminea*, Tragopogon pratensis, Trifolium pratense, Veronica chamaedrys, Vicia cracca, Vicia sepium (eventuell noch ergänzen)

Datenbasis der Bewertung

vorhandene

Vegetationsaufnahmen

des Arrhenatherion

für Brandenburg

vorhandene Erhebungen der FFH-Kartierung des

LRT 6510

Status Quo-Erhebung

im Rahmen des

Monitorings

Qualitätszeigende Indikatorenarten(anzahl)

(standortdifferenziert: feucht/trocken)

Statistische Auswertung nach Arten mit charakteristischen Eigenschaften für die jeweilige

Qualität bzw. trennende Zeigereigenschaften zwischen den Qualitäten Gegebenenfalls sind die Indikatorenarten standörtlich zu differenzieren, z.B. feuchte und trockene Ausprägung (Wiesenfuchsschwanzwiesen und Glatthaferwiesen). Zusätzliche Eigenschaft der Arten: • einfach/eindeutig zu erkennen • LRT-typische Arten werden bevorzugt

Liste A – feucht z.B. Pimpinella major …

Liste A – trocken Liste B – trocken

Liste B – feucht (kann mit A identisch sein, dann Differenzierung über Artenanzahl)

Magere Flachland-Mähwiesen (LRT 6510)

270 Kapitel 8

8.2.3.3 Honorierungsverfahren

Es wird ein Verfahren vorgestellt, wie eine ergebnisorientierte Honorierung im Rahmen von

Artikel 16 VO (EG) 1257/1999 für die LRT Brenndolden-Auenwiese und Magere Flachland-

Mähwiese umgesetzt werden kann. Eine ergebnisorientierte Honorierung ist selbstverständlich in

gleicher Weise im Rahmen von Agrarumweltmaßnahmen für die LRT anwendbar, mit Artikel 16

kann man jedoch der besonderen Eigentumssituation und der Problemstruktur in FFH-Gebieten

besser gerecht werden (vgl. Kap. 8.2.1.5).

Mit der Ausweisung als SAC-Gebiete sind die Eigentumsrechte an den LRT der Gesellschaft

zugesprochen. Die Staaten sind sogar verpflichtet, alle notwendigen Maßnahmen für die

Umsetzung der Ziele zu ergreifen. Der Inhalt des Eigentums ist anhand der ‚ökologischen

Inhaltsprägung’ (vgl. Czybulka 2002 in Kap. 8.2.1.5) beschrieben. Damit kann argumentiert

werden, dass keine gesonderten Maßnahmen in den Schutzgebietsverordnungen festgelegt

werden müssen, um die Fördervoraussetzungen nach Artikel 16 zu erfüllen, sofern für den Erhalt

bzw. die Entwicklung der LRT eine Einschränkung der landwirtschaftlichen Tätigkeit bzw. eine

bestimmte Art der Nutzung notwendig ist.

Es wurde in Kapitel 8.2.1.5 argumentiert, dass es sich bei der Notwendigkeit des Einsatzes von

individuellen Fähigkeiten zum Erhalt und zur Entwicklung der ‚ökologischen Inhaltsprägung’

um eine ausgleichspflichtige Inhaltsbestimmung handelt, sofern den Landwirten mit der

Verpflichtung zum Erhalt der ‚ökologischen Inhaltsprägung’ Kosten entstehen (keine

Kuppelproduktion). Artikel 16-Zahlungen sind im Rahmen dieser Argumentation eine

Honorierung und die Gesellschaft ist verpflichtet, die Landwirte für ihre Leistung zu

honorieren169. Unter Berücksichtigung der Eigentumsrechtslage ist eine Deckelung der Prämie

bei 200 € (bzw. 500 € in den ersten Jahren) für LRT und Arten, die einer landwirtschaftlichen

Bewirtschaftung bedürfen, nicht zu rechtfertigen. Die Höhe sollte mindestens zum Ausgleich der

Kosten führen. Darüber hinaus würde die Möglichkeit der Zahlung von zusätzlichen Anreizen

(z. B. wie bei Agrarumweltmaßnahmen 20 %) mehr Spielraum bei der Entwicklung einer

effizienten Honorierung bringen. Die gesellschaftliche Verpflichtung zur Zahlung verschafft

dem Landwirt (und der Gesellschaft) Planungssicherheit.

169 Aktuell wird Artikel 16 jedoch nicht in dieser Art und Weise angewendet (vgl. Kap. 7.3.2.2).


Die Landwirte erhalten eine Grundprämie für die Erhaltung der Qualität der jeweiligen

Bestände der Brenndolden-Auenwiesen und der Mageren Flachland-Mähwiesen170. Damit

entfällt das Risiko für die Landwirte, das entstehen würde, wenn die Honorierung an ein

Entwicklungsziel geknüpft ist, das von anderen als der aktuellen Nutzung abhängt (z. B.

historische Nutzung, Samenbank u.a.) bzw. nicht in vertragstauglicher Zeit zu erreichen ist (vgl.

Kap. 6.3.4.2 und 6.3.4.3). Diese Prämie wird für die Bestände mit einem vorhandenen bzw.

weitgehend vorhandenen typischen Arteninventar ergebnisorientiert auf der Grundlage der

Indikatorenarten der Liste A und B (vgl. Abbildung 61 und Abbildung 62) gestaltet. Für die

Bestände, deren Qualität nur mit C bewertet wird, sind ‚Positivindikatoren’ (vgl. Kap. 8.2.3.2)

nicht sinnvoll und daher wird eine maßnahmenorientierte Honorierung empfohlen (vgl. Tabelle

17 und Tabelle 18).

Tabelle 17: Art der Honorierung in Abhängigkeit von der Lebensraumqualität

Qualität des LRT-Bestandes

A B C

jährliche Grundprämie ja

ergebnisorientiert für Erhaltung

ja ergebnisorientiert für

Erhaltung

ja maßnahmenorientiert

5-jährige/6-jährige Zusatzprämie

(ja) ergebnisorientiert für

Erhaltung


Entwicklung


Entwicklung

jahrliche Beratung ja ja ja

Schulung zu den Indikatorenarten

ja ja nein

170 Es wird als sinnvoll erachtet, dass den Landwirten die Zahlung nicht zwangsläufig bei einer einmaligen Unterschreitung der Norm gekürzt wird.

272 Kapitel 8

Tabelle 18: Ergebnisorientierte Honorierung im Rahmen von Artikel 16 für Brenndolden-Auenwiesen und

Magere Flachland-Mähwiesen

Turnus Was wird

erhoben?

Kontrollperson Was wird

honoriert?

Prämienhöhe Anspruch der

Landwirte

auf Zahlung3

jährlich Indikatorenarten Landwirte/ Gutachter

Erhaltung der Ausgangsqualität

kostendeckend ja

jährlich - - Beratung durch Umweltberater

kostendeckend nein

5-jährig1/ 6-jährig2

Vollständigkeit des LRT-typischen Arteninventars

(FFH-Monitoring)

ausgewiesene Fachleute (LUA)

Verbesserung der Ausgangsqualität

Anreiz (politisch

auzuhandeln) nein

Initialjahr Schulung zu

Indikatorenarten kostendeckend nein

1 im Turnus der Programmlaufzeiten der EPLR 2 im Turnus der FFH-Berichtspflicht 3 Annahme: Einsatz individueller Fähigkeiten führt zu Eigentumsrechten der Landwirte an dem ökologischen Gut

Die Zahlung kann wie bisher jährlich im Rahmen der Agrarförderung erfolgen und orientiert sich

aufgrund der aktuellen Rahmenbedingungen an den Kosten. Dazu wird jeweils eine

‚Standardmaßnahmenvariante’ definiert, die für den Erhalt der Qualität angenommen wird. Die

Landwirte haben auf die Zahlung für die Erhaltung der Lebensraumqualität unter der im Rahmen

dieser Arbeit geführten Argumentation einen Rechtsanspruch. Allerdings macht eine

ergebnisorientierte Honorierung nur Sinn, wenn das Gesamtkonzept zur Umsetzung der FFH-

Richtlinie darauf abgestimmt ist. Wenn, wie aktuell, in bestehenden Verordnungen z. B. die

Nutzung des Grünlandes ordnungsrechtlich vorgeschrieben ist, kann keine ergebnisorientierte

Honorierung erfolgen, wenn die ‚Standardmaßnahmenvariante’ (s.o.) nicht über die

ordnungsrechtlichen Auflagen hinausgeht. Dies gilt umso mehr in Brandenburg, da die

Landwirte z.Z. für das gesamte Grünland in FFH-Gebieten mit entsprechenden

Schutzgebietsauflagen eine Prämie erhalten, die die gesamten Kosten ausgleichen171.

Neben dieser Grundprämie können Anreize geschaffen werden, die das Interesse der Landwirte

an der Qualitätsverbesserung der Bestände erhöhen. Selbst die aktuellen Rahmenbedingungen,

die mit einer Deckelung der Prämie bei 200 € verbunden sind, bieten die Möglichkeit in der

Initialphase bis zu 500 € pro ha an Ausgleichszahlungen zu gewähren (vgl. FN 104). Diese

171 In den Schutzgebietsauflagen ist in den allermeisten Fällen die Grünlandnutzung eingeschränkt.


Prämienhöhe gibt in jedem Fall in der Initialphase genügend Spielraum für Anreize und vor allen

Dingen für die Beratung der Landwirte bzgl. ihres ‚neuen’ Gutes. In einer begleitenden Beratung

wird ein wichtiger Baustein für eine erfolgreiche ergebnisorientierte Honorierung gesehen und

diese sollte daher wesentlicher Bestandteil des Gesamtkonzeptes sein (vgl. Tabelle 18).

Aus Sicht der Transaktionskosten ist es vorteilhaft, den Zahlungsrhythmus und das FFH-

Monitoring nach Artikel 11 bzw. die Berichterstattung nach Artikel 17 der FFH-Richtlinie

aufeinander abzustimmen172 und die zusätzliche Prämie an das Qualitätsergebnis des

Monitorings zu knüpfen. Eine derartige zusätzliche Prämie unter den gegebenen

Rahmenbedingungen (Kostenorientierung) ist damit zu rechtfertigen, dass der

Aushagerungsprozess, als wesentliche Voraussetzung einer Qualitätsverbesserung, einen

besonderen Pflegeaufwand verursacht. Darüber hinaus müssen sich die Landwirte mit den

‚Produktionsfaktoren’ der Güter intensiv auseinander setzen, um die richtige Strategie zu

entwickeln (Suchkosten für die optimale Pflege). Es ist darüber hinaus auch ein Anreiz für die

Erhaltung der höchsten Qualität zu diskutieren.

Die Erhebung der Pflanzenarten als Voraussetzung für die Honorierung kann für die

Grundprämie durch geschulte Gutacher oder, wie im Rahmen des MEKA II, durch die Landwirte

selbst erfolgen173. Es spricht jedoch einiges dafür, die Aufnahme durch geschulte Gutachter und

Landwirte gemeinsam vornehmen zu lassen und dies mit einer gleichzeitigen Beratung der

Landwirte zu verbinden. Auf diese Art und Weise würde nicht zuletzt die Zusammenarbeit

zwischen den Vertretern des Naturschutzes und der Landwirte intensiviert werden.

8.2.3.4 Diskussion und Ausblick

Es spricht viel dafür, gerade in FFH-Gebieten eine ergebnisorientierte Honorierung für die LRT

anzuwenden, für deren Erhalt eine landwirtschaftliche Nutzung Voraussetzung ist.

Die Anwendung einer ergebnisorientierten Honorierung würde erleichtert werden, wenn im

Rahmen der neuen EU-Förderperiode ab 2007 (vgl. Kap. 7.1.2) eine Änderung der

Förderbedingungen für Artikel 16 erfolgen würde. Es spricht aus eigentumsrechtlicher Sicht viel

172 Die Berichterstattung nach Artikel 11 der FFH-Richtlinie liegt bereits im gleichen Planungsrhythmus wie die Maßnahmen zur ländlichen Entwicklung und demzufolge der Artikel 16-Maßnahmen. Die nächste Berichterstattung erfolgt im Jahr 2006. 173 Es erfolgt im Rahmen der 5 %-Vorortkontrolle eine Überprüfung der Angaben (vgl. Abbildung A-2 im Anhang).

274 Kapitel 8

dafür, Artikel 16 zu differenzieren und zwischen politisch gebilligten Ausgleichszahlungen

(Subventionen im aktuellen Verständnis von Artikel 16) für die Einschränkung

landwirtschaftlicher Tätigkeit (Schrankenbestimmungen) auf der einen Seite und

ausgleichspflichtigen Inhaltsbestimmungen (Honorierungen) für den Erhalt von LRT-Qualitäten

durch eine landwirtschaftliche Nutzung auf der anderen Seite zu unterscheiden, wie die

Diskussion in dieser Arbeit gezeigt hat.

Auf dieser Grundlage können für die ‚ausgleichspflichtigen Inhaltsbestimmungen’

ergebnisorientierte Ansätze erarbeitet werden. Eine Kombination von Ordnungsrecht und

Honorierungsinstrumenten bedarf einer Planungssicherheit, da mit dem Ordnungsrecht weniger

Flexibilität gegeben ist. Von daher ist es in der Phase der Festlegung der ordnungsrechtlichen

Bestimmungen wichtig, ein Gesamtkonzept für die Umsetzung der Ziele der FFH-Richtlinie

vorliegen zu haben.

Die Erarbeitung von ergebnisorientierten Honorierungsansätzen verspricht am erfolgreichsten zu

sein, wenn die Erarbeitung als ein iterativer und transdisziplinärer Prozess gestaltet wird, in den

die Landwirte eingebunden werden. Dabei können die Erfahrungen, die im Zuge der ÖQV und

des MEKA II gemacht wurden, genutzt werden (vgl. Kap. 4.2.3 und Oppermann & Gujer (Hrsg.)

2003). In FFH-Gebieten können dieser Prozess und die Zusammenarbeit bei der Anwendung der

ergebnisorientierten Honorierung einen Beitrag zum besseren Verständnis und zu einer

Erhöhung der Akzeptanz für das Natura 2000-Netzwerk bei den Landnutzern vor Ort leisten. Die

teilweise von den Landwirten bisher vermisste Einbindung (vgl. Tabelle 11 sowie COM 2004)

kann durch eine offensive Beteiligung bei der Entwicklung der Umsetzungsinstrumente für die

FFH-Richtlinie ‚nachgeholt’ werden. Eine ergebnisorientierte Honorierung kann bei

Landwirtschaft und Naturschutz zu einer win-win-Situation führen und Vorbehalte abbauen.

Zusammenfassung 275

9 Zusammenfassung

Der Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft wird im gesellschaftlichen Raum

in den letzten Jahren eine wachsende Bedeutung beigemessen. Drei Gründe sind im

Wesentlichen für diesen Bedeutungszuwachs verantwortlich. Zum einen wird darin eine

Möglichkeit gesehen, die landwirtschaftlich verursachten Umweltprobleme und damit die

Konflikte zwischen Landwirtschaft und Naturschutz zu vermindern, zum anderen die

gesellschaftliche Nachfrage nach einer bestimmten Art von Kulturlandschaft zu befriedigen,

indem die Landwirtschaft als Produzent dieser ‚kulturbestimmten’ ökologischen Güter honoriert

wird. Nicht zuletzt forcieren die politischen Rahmenbedingungen, insbesondere der

internationalen Druck im Zuge der WTO-Verhandlungen, eine Hinwendung zu ökologischen

Gütern. Die Effizienz von Honorierungsinstrumente ist jedoch entscheidend von deren

Ausgestaltung abhängig.

In dieser Arbeit wird im Wesentlichen der Frage nachgegangen, wie das Instrument der

Honorierung ökologischer Leistungen ausgestaltet sein muss, um eine effiziente Allokation von

ökologischen Gütern zu gewährleisten und welche Probleme einer optimalen Ausgestaltung

entgegen stehen. Im Mittelpunkt steht dabei insbesondere das ‚Scharnier’ zwischen dem

nachgefragten Gut und der Zahlung. Die Effizienz der Honorierung ist entscheidend davon

abhängig, ob es gelingt, dieses ‚Scharnier’ derart zu fassen, dass das rationale

Entscheidungskalkül des Landwirtes tatsächlich auf das ökologische Gut gerichtet ist. Es wird

aufgezeigt, dass vor dem Hintergrund dieses Kriteriums die ergebnisorientierte Honorierung

gegenüber einer maßnahmenorientierten Honorierung ein höheres Effizienzpotential aufweist.

Als wesentlicher Anspruch an beide Honorierungsansätze wird herausgearbeitet, dass die mit der

Honorierung durchgesetzten Eigentumsrechte, die Erhaltung der ökosystemaren Fähigkeiten, als

Voraussetzung einer nachhaltigen Produktion ökologischer Güter, gewährleisten müssen.

Auf der Grundlage der theoretischen Betrachtungen zu einer effizienten Ausgestaltung von

Honorierungsinstrumenten erfolgt die Analyse der aktuellen Honorierung ökologischer

Leistungen der Landwirtschaft im europäischen Kontext. Abschließend werden im

Zusammenhang mit der Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie und der FFH-Richtlinie zwei

Beispiele für ergebnisorientierte Honorierung vorgestellt, die das aktuelle Anwendungspotential

dieses Ansatzes aufzeigen.

Kapitel 3 diskutiert zwei Ansätzen ökonomischer Instrumente, den Internalisierungsansatz im

Sinne von Pigou sowie den Standard-Preis-Ansatz nach Baumol. Es werden die Stärken

ökonomischer gegenüber anderen Steuerungsinstrumenten aufgezeigt, die im Wesentlichen in

276 Kapitel 9

der dezentralen Problemlösung durch die Beeinflussung rationaler Entscheidungen von

Individuen begründet sind. Die Charakteristik der umweltökonomischen Instrumente liefert die

Basis für die Effizienzbetrachtungen bzgl. des Instrumentes der ‚Honorierung ökologischer

Leistungen der Landwirtschaft’ in Kapitel 4.

In Kapitel 4 erfolgt die umfassende Charakterisierung des Instrumentes ‚Honorierung

ökologischer Leistung der Landwirtschaft’ als umweltökonomisches Instrument. In dieser Arbeit

wird das Instrument darüber definiert, dass Leistungen der Landwirtschaft zur Bereitstellung von

individuell oder von der Gesellschaft als Umweltziele nachgefragten naturbestimmten und

kulturbestimmten Umweltstrukturen honoriert werden, sofern der Landwirt über die

entsprechenden Eigentumsrechte an den Fähigkeiten zur Produktion dieser Güter verfügt. Dabei

kann eine Leistung durch einen derartigen Nutzungsverzicht erbracht werden, dass die

ökosystemaren Fähigkeiten ausreichen, die naturbestimmten und kulturbestimmten

Umweltstrukturen zu (re)produzieren und/ oder dadurch, dass durch den Einsatz individueller

Fähigkeiten die knappen kulturbestimmten Umweltstrukturen gezielt bereit gestellt werden.

Inwieweit mit dem Instrument die Produktion effizient gesteuert werden kann, hängt

entscheidend von der konkreten Ausgestaltung des Instrumentes ab. Dabei werden in der

gesellschaftlichen Diskussion seit mehreren Jahren immer wieder zwei Honorierungsansätze

einander gegenüber gestellt, die ergebnisorientierte und die maßnahmenorientierte Honorierung.

Die ergebnisorientierte Honorierung wird bisher im Wesentlichen darüber definiert, dass die

Zahlung direkt an einen bestimmten Umweltzustand, z. B. bestimmte Pflanzenarten, gebunden

ist, während bei der maßnahmenorientierten Honorierung die Zahlung an landwirtschaftliche

Bewirtschaftungsverfahren geknüpft wird.

Innerhalb dieser Arbeit wird jedoch das Unterscheidungskriterium der beiden Ansätze aus der

Analyse der Wirkung effizienter ökonomischer Instrumente abgeleitet. Die ergebnisorientierte

Honorierung wird von der maßnahmenorientierten Honorierung ausschließlich anhand des

Kriteriums der dem Landwirt zur Verfügung stehenden Handlungsalternativen unterschieden.

Die dezentrale Suche nach der effizientesten Alternative ist ursächlich für die positive Wirkung,

die ökonomischen Instrumenten per Annahme unterstellt wird.

Bei der ergebnisorientierten Honorierung kann der Landwirt entscheiden, in welcher Art und

Weise er ein nachgefragtes ökologisches Gut produziert, er hat damit Anreiz zur Suche nach

Handlungsalternativen. Mit der maßnahmenorientierten Honorierung wird dem Landwirt nicht

das Ziel, sondern der Weg vorgegeben. Der Anreiz der Zahlung beeinflusst lediglich eine

Entscheidung, die vorgegebene Maßnahme durchzuführen oder nicht. Das Augenmerk des

Zusammenfassung 277

Landwirtes liegt im Gegensatz zur ergebnisorientierten Honorierung nicht auf dem Ergebnis

seiner Arbeit.

Es werden folgende Vorteile der ergebnisorientierten gegenüber der maßnahmenorientierten

Honorierung erarbeitet: Förderung des Eigeninteresses, höheres Innovationspotential, Abbau von

Informationsasymmetrien, Förderung von Kontinuität, Förderung kooperativen Handelns,

Förderung intrinsischer Motivation und nicht zuletzt eine veränderte gesellschaftliche

Risikoverteilung.

Die Praxisbeispiele zur ergebnisorientierten Honorierung aus den letzten Jahren zeigen, dass eine

Anwendung ergebnisorientierter Honorierung selbst im größeren Rahmen und eingebettet in die

europäische Agrarförderung prinzipiell möglich ist. Bisher findet eine ergebnisorientierte

Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft jedoch lediglich im Bereich des Arten-

und Biotopschutzes, durch die Bindung der Zahlungen an das Vorkommen bestimmter

Pflanzenarten, statt.

In Kaptitel 5 wird die Honorierung ökologischer Leistungen vor dem Hintergrund der Theorie

der property rights diskutiert. Nach der Theorie der property rights, bezieht sich die Ökonomie

auf die Eigentumsrechte an knappen Gütern und nicht auf die Güter im eigentlichen Sinne. Mit

dem Instrument der Honorierung ökologischer Leistungen werden Eigentumsrechte geschaffen

oder geändert und/oder durchgesetzt. Da ein Tausch der Eigentumsrechte Voraussetzung für den

Einsatz ökonomischer Instrumente ist, müssen relative Eigentumsrechte geschaffen werden, die

ex post opportunistisches Verhalten in einer Vertragsbeziehung verhindern und somit beidseitig

vorteilhafte Tauschhandlungen erlauben.

Als entscheidend im Zusammenhang mit ökologischen Gütern wird heraus gearbeitet, dass mit

der Schaffung und Durchsetzung der Eigentumsrechte die Fähigkeit zur Produktion der

ökologischen Güter aufrechterhalten werden muss. Das bedeutet, dass mit Eigentumsrechten der

Zugang zu den Fähigkeiten geregelt werden muss. Es werden in dieser Arbeit zwei Fähigkeiten

unterschieden, die für die Produktion von ökologischen Gütern Voraussetzung sind: individuelle

(menschliche) und ökosystemare Fähigkeiten. Der Einsatz von individuellen Fähigkeiten

begründet im Regelfall Privateigentum. Im Falle des Einsatzes von individuellen Fähigkeiten

müssen keine Eigentumsrechte geschaffen werden, diese sind bereits dem Individuum zugeteilt.

Diese Prämisse wird als self-ownership bezeichnet. Die Gesellschaft kann die self-ownership

zugunsten eines Prinzips gegenseitiger Unterstützung einschränken, steht jedoch in der

Begründungspflicht bei der Änderung dieses Eigentumsrechtes. Der Zugang zur individuellen

278 Kapitel 9

Fähigkeit ist selbstbestimmt geregelt, dadurch wird eine Schädigung dieser Fähigkeit (etwa

durch Sklaverei oder Zwangsarbeit) ausgeschlossen.

Eine andere Situation ergibt sich bei den ökosystemaren Fähigkeiten, ökologische Güter zu

produzieren. Es wird aufgezeigt, dass im Ausgangszustand hier ein open access vorliegt, der

Zugang zu den ökosystemaren Fähigkeiten ist nicht geregelt. Von daher kann es hier, im

Gegensatz zu individuellen Fähigkeiten, ohne spezielle Regelungen prinzipiell zur Schädigung

bzw. zur Zerstörung dieser Fähigkeiten kommen. Es wird daher geschlussfolgert, dass sich die

Ökonomie bei ökologischen Gütern mit der Verteilung der Eigentumsrechte an den

ökosystemaren Fähigkeiten zur Produktion der knappen Güter beschäftigen muss.

Der open access kann durch die Verteilung der property rights in einen well-regulated access

überführt werden. Dies ist prinzipiell gleichermaßen durch die Schaffung und Durchsetzung von

Gemein- oder Privateigentum möglich. Die Zuteilung der Eigentumsrechte ist eine normative

Distributionsentscheidung. Grundlegende Distributionsentscheidungen zu Eigentumsrechten sind

in Deutschland im Artikel 14 des GG festgelegt und wurden juristisch im Zuge der

Eigentumsdogmatik und der Abgrenzung der Sozialpflichtigkeit des Eigentums konkretisiert.

Ausgehend von der Verteilung verfassungsrechtlich gebotener und politisch gebilligter

Eigentumsrechte werden die aktuellen Zahlungen für ökologische Leistungen systematisiert und

auf dieser Grundlage Subventionen von Honorierungen unterschieden.

Kapitel 6 beschreibt die Voraussetzungen, die für eine effiziente Honorierung notwendig sind.

Als entscheidende Voraussetzung werden rationalisierte, das heißt mit Hilfe von

Agrarumweltindikatoren operationalisierte Umweltziele identifiziert Die Agrarumweltindi-

katoren werden definiert als: repräsentative Mess- und Kenngrößen von Qualitätszielen der

durch die agrarische Nutzung modifizierten Umwelt, die rationales Handeln ermöglichen. Mit

Hilfe der Indikatoren müssen die absoluten Eigentumsrechte an Erträgen aus individuellen und

ökosystemaren Fähigkeiten so gefasst werden, dass eine Transaktion dieser Rechte mit Hilfe

institutioneller Vereinbarungen stattfinden kann. Dies ist nur möglich, wenn die Indikatoren den

Kriterien der Objektivität und Reliabilität entsprechen, wenn also das Ergebnis der Transaktion

der absoluten Eigentumsrechte mit Hilfe der Indikatoren unabhängig von den jeweiligen

Vertragspartnern unter gleich bleibenden Bedingungen das Gleiche ist.

Die Indikatoren müssen folgende Anforderungen erfüllen: raumkompatibel, das heißt im

politischen Regelungsraum (Transaktionskosten in jedem Fall geringer als Wert des

ökologischen Gutes) valide sowie für landwirtschaftliche Flächeeinheit quantifizierbar,

problemkompatibel, das heißt gegenüber der landwirtschaftlichen Nutzung eines

Zusammenfassung 279

Vertragspartners sensibel und gegenüber den anderen Nutzungen robust, zeitkompatibel, das

heißt in vertragstauglichen Zeiten sensibel, normierbar, das heißt eine klare Grenzziehung

zwischen honorierungswürdiger und nicht honorierungswürdiger Leistung ermöglichen,

kommunizierbar, das heißt adressatengerecht und anwendergerecht formuliert und prüfbar, das

heißt mit möglichst geringem Aufwand (Transaktionskosten in jedem Fall geringer als Wert des

ökologischen Gutes) erhebbar sein. Für die ergebnisorientierte Honorierung können Zustands-

sowie Immissions-Indikatoren und für eine maßnahmenorientierte Honorierung Emissions- und

Maßnahmen-Indikatoren genutzt werden.

Drei wesentliche Problembereiche erschweren bzw. verhindern die Rationalisierung der

Umweltziele: die Komplexität ökologischer Systeme, die Normativität der Indikatoren-

entwicklung und die Diversität der Umweltziele.

Ökosysteme sind komplex und in vielen Fällen durch stochastische und/ oder nicht linear

ablaufende Prozesse bestimmt. Daher ist eine indikative Erfassung als Voraussetzung von

Steuerung immer mit Unsicherheit verbunden. Entscheidend für die Anwendung der

Honorierung ist, wer das finanzielle Risiko trägt, das aus dieser Unsicherheit erwächst. Es

werden drei Risikosituationen in Abhängigkeit ihrer Kalkulierbarkeit unterschieden:

Risikosituation i.e.S. und die Situationen der Ungewissheit, die sich unterteilt in Situation in

Unsicherheit i.e.S. und in Unbestimmtheit. Bei der ergebnisorientierten Honorierung muss der

Landwirt wenigstens einen Teil des Risikos tragen, von daher kommt eine derartige Honorierung

nur in Frage, wenn ein kalkulierbares Risiko besteht. Um die Anwendung der ergebnisorien-

tierten Honorierung jedoch auch bei unkalkulierbarem Risiko zu ermöglichen, kann die

Gesellschaft durch den Einsatz von Modellen das Risiko übernehmen.

Der Prozess der Indikatorenentwicklung bedarf normativer Entscheidungen und demzufolge

entsprechender Entscheidungsstrukturen. Eine Vielzahl von teilweise konkurrierenden

Umweltzielen muss im Zuge der Rationalisierung berücksichtigt und teilweise gegeneinander

abgewogen werden.

In Kapitel 7 werden die politischen Rahmenbedingungen für die Honorierung ökologischer

Leistungen dargestellt und deren Konsequenz für die Entwicklung von Honorierungsinstru-

menten diskutiert. Die internationale Entwicklung im Rahmen der WTO-Verhandlungen führt

einerseits zu einer Erhöhung der Bedeutung von Honorierungen für ökologische Leistungen,

forciert darüber hinaus eine klare Zielformulierung und fordert einen klarer Zusammenhang

zwischen Ziel und Mittel ein. Andererseits werden gerade ergebnisorientierte

Honorierungsansätze dadurch erschwert, dass im Rahmen der WTO deutlich gefordert wird, dass

280 Kapitel 9

sich der Preis für die ökologische Leistung an den Vermeidungskosten zu orientieren hat und die

Landwirte keine Renten aus derartigen Zahlungen ziehen dürfen. Innerhalb dieser internationalen

Rahmenbedingungen treibt die EU einen weiteren Ausbau der ‚Maßnahmen zur ländlichen

Entwicklung’ voran. Damit ist ein Ausbau im Bereich der Honorierung ökologischer Leistungen

zu erwarten. Agrarumweltmaßnahmen sind verpflichtende Bestandteile der Pläne zur ländlichen

Entwicklung für alle EU-Länder. Es darf dabei jedoch nicht übersehen werden, dass aktuell

lediglich 4 % der europäischen Finanzmittel des EAGFL in die Agrarumweltmaßnahmen

investiert werden.

Die teilweise sehr detaillierten Vorgaben der EU zur Ausgestaltung und Kontrolle der

Honorierung ökologischer Leistungen der Landwirtschaft im Rahmen von Agrarumwelt-

maßnahmen haben durchschlagende Wirkung bis hin zu regionalisierten Programmen, da kaum

ein Land auf die Kofinanzierung durch die EU verzichten kann.

Die Analyse deutscher Agrarumweltprogramme und Artikel 16-Maßnahmen zeigt

Handlungsbedarf bzgl. einer effektiveren und effizienteren Ausgestaltung auf.

In Kapitel 8 werden zwei Beispiele für die Anwendung von ergebnisorientierter Honorierung

gegeben, die aufzeigen, dass ein derartiger Ansatz, trotz der vielfältigen Probleme und

politischen Restriktionen, möglich und für die Umsetzung wichtiger, aktueller europäischer

Richtlinien besonders interessant ist. Sowohl durch die Wasserrahmenrichtlinie als auch die

FFH-Richtlinie sind bzw. werden sehr gute Voraussetzung geschaffen, um ergebnisorientierte

Honorierungsansätze anzuwenden. Für die Umsetzung von Maßnahmen im Zuge der

Wasserrahmenrichtlinie können ergebnisorientierte Honorierungsinstrumente entwickelt werden,

die an modellierten Immissionen ansetzen. Mit dem Brandenburger Beispiel für eine

ergebnisorientierte Honorierung der Verminderung von N-Immissionen wird eine Möglichkeit

der Ausgestaltung einer derartigen Honorierung dargestellt.

Die Anwendung im Rahmen der Umsetzung der FFH-Richtlinie bietet sich insbesondere an, da

im Zuge des Monitorings und der Berichtspflicht bereits Indikatoren entwickelt wurden, die

direkt für die Verknüpfung mit Zahlungen genutzt werden können, um die Zahlungen zur

Erhaltung bestimmter Grünlandlebensraumtypen ergebnisorientiert zu gestalten. Die Zahlungen

können hierbei an bestimmte Grünlandpflanzenarten geknüpft werden, wie im Brandenburger

Beispiel dargestellt wird. Nicht zuletzt wird neben dem bereits entwickelten Indikatorensystem

die besondere eigentumsrechtliche Situation in FFH-Gebieten als Grund für die Anwendung

einer ergebnisorientierte Honorierung herausgearbeitet.

Zusammenfassung 281

Mit dieser Arbeit wird auf der einen Seite aufgezeigt, welche komplexen Rahmenbedingungen

die Entwicklung eines effizienten Instrumentes zur Honorierung ökologischer Leistungen der

Landwirtschaft beeinflussen. Auf der anderen Seite werden die Voraussetzungen für effiziente

Honorierungsinstrumente ausführlich dargestellt, die ihrerseits als Ansprüche an die

Rahmenbedingungen gewertet werden können. Im Spannungsfeld dieser gegenseitigen

Abhängigkeit werden Möglichkeiten und Grenzen der Lösung von Umweltproblemen im

Bereich Landwirtschaft und Naturschutz mit Hilfe der Honorierung ökologischer Leistungen

dargestellt.

282 Kapitel 9

Summary

Growing importance in a social sense has been attached to remuneration for farmers for

implementing environmentally sound practices in agriculture over the past few years. There are

essentially three causes for this growing importance. Firstly, the remuneration is seen as a

possibility for decreasing the environmental problems caused by agriculture and the conflicts

between agriculture and environmental protection. Secondly, it is seen as a chance to satisfy the

social demand for a certain type of cultural landscape, insofar as farmers are rewarded as

producers of these ‘culturally defined’ environmental goods. Last but not least, the political

conditions are pushing this turn towards environmental products, especially the international

pressure brought about by WTO negotiations. However, the efficiency of such remuneration

instruments is entirely dependent upon the form they take.

Essentially, this thesis sets out to answer the question of how the implementation of the

remuneration to farmers for environmentally sound practices needs to be designed, in order to

ensure an efficient allocation of environmental goods. Also, the problems that hinder an optimal

form of implementation will be examined. Especially central to this issue is the ‘hinge’ between

the goods in demand and the payments to the farmers. The efficiency of the remuneration is most

decidedly dependent on whether this hinge is designed in a way that the farmer’s rational

decision-making is in fact directed towards the production of environmental goods. It will be

shown that against the backdrop of this criterion the result oriented remuneration has a higher

potential for efficiency as compared to the application oriented remuneration. It will be shown

that an essential requirement for both remuneration approaches is that ownership rights, which

are asserted through remuneration, have to ensure the preservation of a capable ecological

system as a condition for the sustained production of environmental goods.

An analysis of the current remuneration of environmental achievements in a European context

has resulted from theoretical views of an efficient model of remuneration instruments. In

conclusion two examples of result-oriented remuneration, which demonstrate the application

potential of this approach, will be introduced along with the implementation of the water

framework directives and the FFH directives.

Chapter 3 discusses two environmental policy approaches, the internalisation approach as

described by Pigou as well as the standard price approach by Baumol. The strengths of these

environmental instruments will be demonstrated as compared to other regulatory instruments,

which are essentially based on decentralised solutions influenced by rational, individual

decisions. The characteristic of environmental instruments offers the basis for the views on

Zusammenfassung 283

efficiency, regarding the instruments of the ‘remuneration of environmental achievements in

agriculture’ in chapter 4.

An extensive characterisation of the instruments ‘remuneration of environmental achievements

in agriculture’ as environmental instruments comes in chapter 4. Policy will be defined in this

paper by how the agricultural achievements in the preparation of individual or social

environmental goals of desired, naturally defined and culturally defined environmental structures

are rewarded. This requires that the farmer has the necessary ownership rights over the means of

production for these goods. This being said, the farmer can achieve this goal by forgoing further

usage of these means of production once the capabilities of the ecological system are sufficient

enough to (re)produce the naturally and culturally defined environmental structures and/or in

such a way that through the implementation of individual capabilities (abilities) the concise

culturally defined environmental structures can be quite deliberately put into place.

To what extent the production can be efficiently regulated through these instruments depends

quite heavily on the specific form of the policy. Over the past few years two remuneration

approaches have been continually compared in social debates, the result oriented and the

application oriented remuneration. The result oriented approach has essentially been defined by

the fact that the payments correlate directly to specific environmental conditions, i.e. certain

types of plants. On the other hand, the payments through application oriented approach are

associated with agriculture management.

However, in this paper the criteria for the differentiation between the two approaches taken from

the analysis on the effect of environmental instruments. The result oriented remuneration will be

distinguished from the application oriented remuneration only according to the various

operational alternatives the farmer has at his disposal. The decentralised search for the most

efficient alternative brings about the positive effect under which the economical instruments are

(assumingly) subordinated.

Under the result oriented remuneration, the farmer is able to decide in what way he produces the

desired goods. Therefore, he has the incentive to search for operational alternatives. With the

application oriented remuneration the specific path and not the result is given to the farmer.

Incentive through the payments received influences solely one decision; whether these measures

are carried out or not. In contrast to the result oriented remuneration, the farmer’s attention is not

directed towards the results of his work.

284 Kapitel 9

The following advantages of the result oriented over the application remuneration will be

demonstrated, the promotion of self-interest; a higher potential for innovation; the dismantling of

information symmetries; the promotion of continuity; the encouragement of more cooperation;

the promotion of intrinsic motivation; and last but not least a realignment of risk sharing.

The practical examples of the result oriented remuneration in the last few years have shown that

the application of the result oriented remuneration is in principle even possible in the wider

context of and imbedded in the European agricultural policy. However, until now the result

oriented remuneration of environmental achievements in agriculture has only been applied to the

area of plant and biotope protection, in that the payments have been directed towards ensuring

the further existence of certain species of plants.

In chapter 5 the remuneration of environmental achievements will be discussed in the context of

the theory of property rights. According to the theory of property rights economy refers to the

property rights on demand goods and not on goods in the truest sense of the word. Through the

policy of remuneration of environmental achievements property rights are created or altered

and/or enforced. As exchange of property is a requirement of the application of economic

instruments, relative property rights (contract rights) need to be created, which will hinder later

opportunism in contractual relations, therefore allowing an exchange advantageous to both

parties.

Decisive in regards to environmental goods, it will be shown that the ability to produce

environmental goods must be maintained by the creation and implementation of the property

rights. That means that access to these capabilities must be regulated through property rights. In

this paper two capabilities will be distinguished, which are requirements for the production of

environmental goods, individual (human) capabilities and those of the eco-system. The

application of individual capabilities is generally based on private ownership. In the case of

individual capabilities, property rights do not need to be created, for they have already been

given to the individual. This premise is referred to as self-ownership. The society can limit self-

ownership in favour of the principle of mutual support; however, it has the responsibility to give

reason for the change in these property rights. The access to individual capabilities is regulated

by the individual; therefore abuse of these capabilities (i.e. slavery or forced labour) is out of the

question.

Another situation for producing environmental goods is to be found in the eco-system

capabilities. It will be demonstrated that in the opening stages there is an ‘open access’, as the

access to the eco-system capabilities is not regulated. For this reason, in contrast to the individual

Zusammenfassung 285

capabilities, without special regulations in place, these capabilities could in principle be damaged

or destroyed. Therefore, it has been concluded that the economy in regards to environmental

goods must closely examine the distribution of property rights for eco-system capabilities for the

production of demand goods.

Open access can through the distribution of property rights be converted into a well-regulated

access. In principle, this is equally possible through the creation and enforcement of either

common or private property. The distribution of property rights is a normative decision. The

most basic decisions of distribution in Germany are set out article 14 of the German Constitution

(GG) and have legally been put into more concrete terms in the course of ownership dogmatic

and the definition of ‘social responsibilities’ in conjunction with ownership. Accepting the

distribution of constitutionally necessary and politically acceptable property rights, the current

payments for environmental achievements have been systemised and in this sense subvention

and remuneration have been differentiated.

Chapter 6 describes the requirements necessary for efficient remuneration. Decidedly important

for the remuneration, rationalised, operationalised environmental targets have been identified by

using agri-environmental indicators. Global agri-environmental indicators are defined as:

representative measurement categories for an environment, modified through agriculture

applications, which make rational actions possible. Through the use of these indicators, the

absolute ownership rights over the proceeds from eco-system and individual capabilities need to

be devised in such a way as to allow a transfer of these rights with the assistance of institutional

agreements. This is only possible when the indicators fulfil the criteria of objectivity and

reliability. Therefore, it is necessary that the result of the transfer of absolute ownership rights,

attained by using these indicators, is non-partisan and that under the same conditions it remains

the same.

The indicators have to fulfil the following demands; spatial compatibility, which means valid

within the scope of regulations (The costs of the transfer are most certainly less than the value of

the environmental goods.), as well as quantifiable for an agricultural unit of measure (i.e. acre);

problem compatibility, which means the agricultural application is sensible for the contractual

partner and robust as compared to other applications; time compatibility, which means the

contracted period of time is realistic; standardisation ability, which means it is possible create a

clear dividing line between achievements which should and should not be remunerated;

communicable, meaning it is both suitable for the target group as well as the application and

testable, indicating that it is leviable with very little time, energy and expenditure (The transfer

286 Kapitel 9

costs are certainly lower than the value of the environmental goods.). State as well as immission

indicators can be used for the result oriented remuneration, whereas emission and driving forces

indicators can be used for the application oriented remuneration.

Three essential problem areas complicate or hinder the rationalisation of the environmental

targets; the complexity of eco-systems, the normativity of the indicator development and the

diversity of environmental goals.

Eco-systems are complex and in many cases defined by stochastic and/or non-linear processes.

For this reason an indicative compilation, as a requirement for regulating, always contains a

degree of uncertainty. Crucial for remuneration is the question of who will carry the financial

risk, which stems from this uncertainty. Three risk scenarios are discernable, irregardless of their

calculability; risk scenario and the uncertain scenario, which are subdivided into uncertainty (in

its proper sense) and vagueness. Under the result oriented remuneration the farmer has to accept

at least some of the financial risk, therefore this type of remuneration can only be considered

when there is a calculable risk. In order to make the result oriented remuneration feasible even

with these un-calculable risks, the society can take on this risk through the use of models.

The process of developing indicators requires a normative decision and therefore also the

corresponding decision framework. A large number of competing environmental targets must be

weighted out in the course of rationalisation and sometimes against each other.

Chapter 7 presents the political conditions for the remuneration of environmental achievements

and their consequences for the development of the remuneration instruments are discussed. The

international development under the framework of the WTO discussions has led on the on hand

to a rise in the importance of remuneration for environmental achievements. Furthermore, it has

pushed for a clearer formulation of goals and promoted a closer connection between the means

and the ends. On the other hand, the result oriented remuneration has been made more

complicated by the conditions clearly promoted by the WTO and that the price for environmental

achievements is based on the avoidance costs. The farmer is also not permitted to profit from

these payments. Within these international conditions, the EU is moving forward on further

expansion measures for rural development. Under these plans, expansion in the area of

remuneration of environmental achievements is to be expected. Global agricultural measures are

obligatory elements of the plans for rural development in all EU countries. One must not

overlook the fact that currently only 4 % of the European EAGGF financial investment goes

towards global agri-environmental measures. The sometimes rather detailed EU allowances for

the shaping and control of remuneration of environmental achievements in agriculture in the

Zusammenfassung 287

context of global agri-environmental measures have a very strong effect all the way down to the

regional programmes, as there are hardly any countries that can refuse co-financing from the EU.

The analysis of German global agri-environmental programmes and the measures set out in

article 16 has shown the need for action, as in more effective and efficient shaping of these

programmes.

In chapter 8 two examples of the application of result oriented remuneration are presented, in

order to demonstrate that this approach, in spite of the variety of problems and political

restrictions, is possible and more important for the implementation. It is especially interesting in

view of current European directives. The water framework directives as well as the FFH

directives have created and are continuing to create very good conditions for the application of

the result oriented remuneration. Result oriented remuneration instruments can be developed,

based on modelled immissions, so that implemented measures fall in line with the water

framework directives. The example of result oriented remuneration in Brandenburg shows

through a decrease of N-immissions a possible form of this type of remuneration.

The application in the context of the implementation of the FFH directives presents a rather good

possibility, for in the course of monitoring and obligatory implementation reports the indicators

have already been developed. These indicators can be directly used for a connecting to the

payments, in order to make them more result oriented so as to preserve certain types of rural

areas. Furthermore, the payments can be linked to certain species of plants in rural areas, as

shown in the Brandenburg example. Finally, alongside the indicator system, this has already

been developed, the special property rights in FFH areas as a base for the application of result

oriented remuneration is being worked on.

On the one hand, in this thesis it has been shown, what types of complex general conditions

influence the development of instruments for the remuneration of environmental achievements in

agriculture. On the other hand, the requirements for an efficient remuneration instrument have

been thoroughly presented, which could also be seen as demands for the general conditions. This

thesis offers many of the possibilities and limits of the solution to environmental problems in the

area of agriculture and environmental protection through the use of remuneration of

environmental achievements, a field of conflict full of interdependencies.

288 Kapitel 9

Literatur 289

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BY – STMLF (Bayerisches Staatsministerium für Ernährung, Landwirtschaft und Forsten): Plan zur Förderung der Entwicklung des ländlichen Raumes in Bayern (Stand: 7.09.2000).

HB – Bremer Senat – SWH (Senator für Wirtschaft und Häfen): Plan des Landes Bremen zur Entwicklung des ländlichen Raumes (Stand: 4.10.2000).

HE – MULF (Hessisches Ministerium für Umwelt, Landwirtschaft und Forsten): Entwicklungsplan für den ländlichen Raum im Land Hessen (Stand: 29.09.2000).

HH – Hamburger Senat (Wirtschaftsbehörde – Abteilung Landwirtschaft): Programm für die Entwicklung des ländlichen Raums in der Region Hamburg (Stand: 18.09.2000).

MV – LM (Ministerium für Ernährung, Landwirtschaft, Forsten und Fischerei Mecklenburg-Vorpommern: Entwicklungsplan für den ländlichen Raum im Land Mecklenburg-Vorpommern (Stand: 29.09.2000).

NI – ML (Niedersächsisches Ministerium für Ernährung, Landwirtschaft und Forsten): Proland – Entwicklungsprogramm für den ländlichen Raum im Land Niedersachsen (Stand 29.09.2000).

NW – MUNLV (Ministerium für Umwelt und Naturschutz Landwirtschaft und Verbraucherschutz des Landes Nordrhein-Westfalen): Plan des Landes Nordrhein-Westfalen zur Entwicklung des ländlichen Raums (Stand: 7.09.2000).

RP – MWVLW (Ministerium für Wirtschaft, Verkehr, Landwirtschaft und Weinbau des Landes Rheinland-Pfalz: Entwicklungsplan für den ländlichen Raum im Land Rheinland-Pfalz (Stand: 29.09.2000).

SH – (MUNL) (Ministerium für Umwelt, Natur und Forsten des Landes Schleswig-Holstein, vorh. Ministerium für ländliche Räume, Landesplanung, Landwirtschaft und Tourismus des Landes Schleswig-Holstein): Plan des Landes Schleswig-Holstein zur Entwicklung des ländlichen Raumes (Stand: 8.09.2000).

SL – MUEV (Ministerium für Umwelt, Energie und Verkehr des Saarlandes): Entwicklungsplan für den ländlichen Raum im Saarland (Stand: 29.09.2000).

SN – SMUL (Sächsischen Staatsministerium für Umwelt und Landwirtschaft): Entwicklungsplan für den ländlichen Raum in Sachsen (Stand: 7.09.2000).

ST – MRLU (Ministerium für Raumordnung, Landwirtschaft und Umwelt): Programm des Landes Sachsen-Anhalt zur Förderung der Entwicklung des ländlichen Raums (Stand: 7.09.2000).

TH – TMLNU (Thüringer Ministerium für Landwirtschaft, Naturschutz und Umwelt): Entwicklungsplan für den ländlichen Raum im Land Thüringen (Stand: 29.09.2000).

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HB – FAL Braunschweig, Institut für Betriebswirtschaft, Agrarstruktur und ländliche Räume (Projektleitung): Halbzeitbewertung des Plans des Landes Bremen zur Entwicklung des ländlichen Raums (im Auftrag des Senators für Wirtschaft und Häfen der Freien Hansestadt Bremen).

HE – FAL Braunschweig, Institut für Betriebswirtschaft, Agrarstruktur und ländliche Räume (Projektleitung): Halbzeitbewertung des Hessischen Entwicklungsplans für den ländlichen Raums (im Auftrag des Hessischen Ministeriums für Umwelt, ländlichen Raum und Verbraucherschutz).

HH – FAL, Institut für Betriebswirtschaft, Agrarstruktur und ländliche Räume (Projektleitung): Halbzeitbewertung des Plans des Landes Hamburg zur Entwicklung des ländlichen Raums (im Auftrag der Behörde für Wirtschaft und Arbeit der Freien und Hansestadt Hamburg).

NI – FAL, Institut für Betriebswirtschaft, Agrarstruktur und ländliche Räume (Projektleitung): Halbzeitbewertung von PROLAND Niedersachsen (im Auftrag des Niedersächsischen Ministeriums für den ländlichen Raum, Ernährung, Landwirtschaft und Verbraucherschutz). http://www1.ml.niedersachsen.de/proland/Aktuelles.htm

NW – FAL, Institut für Betriebswirtschaft, Agrarstruktur und ländliche Räume (Projektleitung): Halbzeitbewertung des NRW-Programms Ländlicher Raum (im Auftrag des Ministerium für Umwelt und Naturschutz Landwirtschaft und Verbraucherschutz des Landes Nordrhein-Westfalen).

RP – Institut für Ländliche Strukturforschung Frankfurt a.M. (Projektleitung): Bewertung des rheinland-pfälzischen Entwicklungsplans „Zukunftsinitiative für den ländlichen Raum“ (ZIL) (im Auftrag des Ministeriums für Wirtschaft, Verkehr, Landwirtschaft und Weinbau des Landes Rheinland-Pfalz).

SH – FAL, Institut für Betriebswirtschaft, Agrarstruktur und ländliche Räume (Projektleitung): Halbzeitbewertung des Programms „Zukunft auf dem Land“ (ZAL) (im Auftrag des Innenministeriums des Landes Schleswig-Holstein).

TH – Thüringer Landesanstalt für Landwirtschaft (Projektleitung): Halbzeitbewertung des EPLR Thüringen (im Auftrag des Thüringer Ministeriums für Landwirtschaft, Naturschutz und Umwelt).

Anhang

Abbildung A-1: Technische Ausführungsbestimmungen zum Anhang der ÖQV: Mindestanforderungen an

die biologische Qualität; Schlüssel für die Alpennordseite (Gujer & Oppermann 2003, leicht verändert)

Mindestens 3 Indikatoren der Liste A sind auf der Parzelle

Erster Schritt: Bestimmung des regionalen Potentials

Liste A

JA Die Fläche hat ein hohes biologisches Potential.

Benutzen Sie Liste B zur Bestimmung der Qualität der Parzelle

NEIN Die Fläche hat ein mittleres biologisches

Potential. Benutzen Sie Liste C zur Bestimmung der Qualität der Parzelle

Alpenhelm, Arnika, Betonie, Enziane, blau/violett, Herbstzeitlose, Klappertopf, Mehlprimel, Sterndolde, Sumpf-Herzblatt, Teufelskralle, Trollblume, Wollgräser

Zweiter Schritt: Qualitätstest

Mindestens 6 Indikatoren der Liste B sind auf der Testfläche

Mindestens 6 Indikatoren der Liste C sind auf der Testfläche

Alpenhelm Margerite Arnika* Mehlprimel* Aufrechte Trespe* Mittlerer Wegerich Betonie Orchideen* Blutwurz Salbei Dost Schlaffe Segge (inkl. Wirbeldost Seggen* Enziane, blau/violett* (ohne Schlaffe Segge) Esparsette* Sterndolde Gelbe Primeln Sumpfdotterblume Glockenblumen Sumpf-Herzblatt* Gräser; borstenblättrig, Teufelskralle horstwüchsig* Thymian (ohne Festuca rubra) Trollblume Habermark Wiesenknopf Hainsimsen (kleiner und großer) Herbstzeitlose Witwenblumen/ Klappertopf Scabiose Knolliger Hahnenfuss Wollgräser* Kohldistel Zypressenblättrige Mädesüss Wolfsmilch

Alpenhelm Habermark, Gänsedistel, Arnika* Alpen-Greiskraut) Aufrechte Trespe* Kuckuckslichtnelke Betonie Leimkräuter, weiss Blutwurz Mädesüss Dost (inkl. Wirbeldost) Margerite Enziane, blau/violett* Mehlprimel* Esparsette* Mittlerer Wegerich Flaumhafer Orchideen* Flockenblumen Platterbsen, gelb Gelb blühender Klee, Ruchgras grossköpfig Salbei Gelbe Primeln Schlaffe Segge Glockenblumen Seggen* Gräser, borstenblättrig, (ohne Schlaffe Segge) horstwüchsig* (ohne Sterndolde Festuca rubra) Sumpfdotterblume Habermark Sumpf-Herzblatt* Hainsimsen Teufelskralle Herbstzeitlose Thymian Hopfenklee Trollblume Klappertopf Vogel-Wicke Knolliger Hahnenfuss* Wiesenknopf Kohldistel (kleiner und grosser) Korbblütler, gelb, ein- Witwenblumen/ köpfig (ohne Löwen- Scabiose zahn, Schwarzwurzel, Wollgräser* Arnika, und Habermark) Zittergras Korbblütler, gelb, mehr- Zypressenblättrige köpfig (ohne Arnika, Wolfsmilch

Liste B Liste C

JA Die Testfläche weist

die erforderliche Mindestqualität auf.

NEIN Die Testfläche weist

die erforderliche

Mindestqualität nicht auf.

JA Die Testfläche weist

die erforderliche Mindestqualität auf.

NEIN Die Testfläche weist

die erforderliche

Mindestqualität nicht auf.

Bitte der kantonalen Fachstelle für Naturschutz die Parzellen melden, die - 1 oder 2 Arten mit * mit hoher Deckung oder - 3 Arten mit * aufweisen

Bitte der kantonalen Fachstelle für Naturschutz die Parzellen melden, die - 1 oder 2 Arten mit * mit hoher Deckung oder - 3 Arten mit * aufweisen

Anhang

Anlage A-1: Die Regeln der Guten fachlichen Praxis als Voraussetzung für die Honorierung ökologischer

Leistungen

1 Rechtsgrundlagen

Durch den Erlass der EG (VO) 1257/1999 wurde die Gute fachliche Praxis Förderungsvoraussetzung für mehrere Maßnahmen:

• Ausgleichszulage für das benachteiligte Gebiet, • Ausgleichszahlungen für Gebiete mit umweltspezifischen Einschränkungen, • Agrarumweltmaßnahmen, • Förderung im Rahmen des Agrarinvestitionsprogramms (AFP).

Die Verordnung ‚Ländlicher Raum’ enthält zusätzliche folgende Regelungen:

• Ein Landwirt, der für einen Teil seines Betriebes eine Agrarumweltverpflichtung eingeht, muss im gesamten landwirtschaftlichen Betrieb mindestens die Anforderungen der guten landwirtschaftlichen Praxis im üblichen Sinne erfüllen.

• Die Kontrollen vor Ort erstrecken sich jährlich auf mindestens 5 % der Begünstigten. • Die Mitgliedstaaten bestimmen ein System der Sanktionen für Verstöße. Die Sanktionen müssen wirksam,

verhältnismäßig und abschreckend sein.

Eine Konkretisierung der Guten fachlichen Praxis erfolgt auf europäischer Ebene im Art. 29 der VO (EG) 445/2002, der diese als den „gewöhnlichen Standard der Bewirtschaftung, die ein verantwortungsbewusster Landwirt in der betreffenden Region anwenden würde“, definiert.

2 Standardisierung der Guten fachlichen Praxis in Deutschland

In Deutschland wurde unter Federführung des zuständigen Bundesministeriums in Abstimmung mit den Ländern (Bund-Länder-Arbeitsgruppe) ein Katalog von Indikatoren entwickelt, der bei der Prüfung zur Einhaltung der Guten fachlichen Praxis angewendet wird. Dabei handelt es sich um folgende Indikatoren:

• Bodenuntersuchungen für jeden Schlag größer als 1 ha und nicht älter als sechs Jahre oder neun Jahre bei Grünlandextensivierung,

• Untersuchungen über den Stickstoffbedarf von Ackerland und Grünland, • Nährstoffvergleiche auf Betriebsbasis, • Sachkundenachweis für Pflanzenschutz, • Prüfplakette auf der Feldspritze und das Prüfzeugnis.

Darüber hinaus wird auf das Ordnungsrecht verwiesen und zwar insbesondere auf die Regelungen der Düngeverordnung (DüngeVO) und des Gesetzes zum Schutz der Kulturpflanzen (PflSchG).

3 Kontrolle der Guten fachlichen Praxis

3.1 Aufdeckung im Rahmen der obligatorischen Vor-Ort-Kontrolle

Der Indikatorenkatalog wird im Rahmen der obligatorischen 5 %igen Vor-Ort-Kontrolle durch den Technischen Prüfdienst der EG-Zahlstelle abgeprüft. Dabei wird von dem Prüfer eine sogenannte Indikatorenkontrolle vorgenommen, das heißt, es werden unter anderem die auf dem Betrieb vorhandenen Unterlagen gesichtet und auf Vollständigkeit kontrolliert. Es erfolgt keine tiefergehende fachliche Prüfung, sondern es werden die dargestellten Voraussetzungen hinsichtlich ihres Vorhandenseins geprüft. Kommt es bei einer Indikatorenkontrolle des Technischen Prüfdienstes zur Guten fachlichen Praxis zu einer Beanstandung, so wird der entsprechende Prüfbericht an die Fachbehörde weitergeleitet. Die Fachbehörde führt daraufhin eine eingehende fachliche Prüfung durch und meldet das Ergebnis an die für die Prämie zuständige Bewilligungsstelle zurück. Diese entscheidet dann auf Grundlage der Prüfung durch die Fachbehörde über eine eventuelle Sanktion des Prämienantrages. Die Bund-Länder-Arbeitsgruppe hat festgelegt, dass die Sanktion zusätzlich zu den eventuell durch die Fachbehörde verhängten Bußgeldern erfolgen muss. Die Zahlungen sollen mindestens in Höhe der Bußgelder zusätzlich gekürzt

Anhang

werden. Der Ablauf der Prüfung der Guten fachlichen Praxis im Rahmen der 5 %igen Vor-Ort-Kontrolle ist in der folgenden Abbildung für Nordrhein-Westfalen dargestellt.

3.2 Aufdeckung im Rahmen der Prüfung der relevanten Fachgesetze

Unabhängig von den Kontrollen des Technischen Prüfdienstes der EG-Zahlstelle werden von den zuständigen Fachreferaten eigenständige Kontrollen durchgeführt. In Deutschland werden die Bewirtschaftungsstandards durch die Düngemittelverordnung und das Pflanzenschutzgesetz festgelegt und auch schon seit längerem durch die zuständigen Fachbehörden kontrolliert (z.B. durch die Fachreferate der Landwirtschaftskammer).

Werden Verstöße gegen die Düngemittelverordnung oder das Pflanzenschutzgesetz von der für die Kontrollen zuständigen Behörde festgestellt und als Ordnungswidrigkeit geahndet, so wird die Fördersumme um den Betrag des Buß- und Verwarnungsgeldes gekürzt. Diese Kürzung erfolgt zusätzlich, betroffene Unternehmen müssen also zum einen das Buß- oder Verwarnungsgeld zahlen, zum anderen erhalten sie nur die gekürzte Fördersumme. Die möglichen Verstöße sind abhängig von der Betriebsstruktur und der Betriebsgröße.

Prüfung der Guten Fachlichen Praxis in NWStand: 18.09.2000

Quelle: http://www.agrar.de/aktuell/praxis.htm#einh (leicht verändert)

Antrag auf Ausgleichszulage und Agrarumweltmaßnahmen

Auswahl von 5 % zur Vor-Ort-Kontrolledurch den Technischen Prüfdienst:

Betriebe werden zur Zahlung gesperrt

Allg. Prüfung durch Technischen Prüfdienst,zusätzlich Fragen zur Guten fachlichen Praxis,

Prüfen von Indikatoren

kein VerstoßFeststellen

eines Verstoßes

Fragen/Indikatoren:- Standardboden-untersuchung (P, K)

- Bodenuntersuchungbei Ackerland (N)

- Nährstoffausgleich- Sachkundenachweis

Pflanzenschutz- Prüfplakette an derSpritze

- sonstige Hinweisefür Verstöße

Landwirte

Prüfung durch Fachbehörde

Bestätigung des Verstoßes

keine Bestätigungdes Verstoßes

Verhängung eines Bußgeldes

keine Verhängungeines Bußgeldes

Rückmeldung an die

Prämienbehörde

Freischaltung des Betriebesund Auszahlung der Prämien

an die Landwirte

ZusätzlicheKürzung

der Prämie mind. in Höhe des Bußgeldes

Prüfung der Guten Fachlichen Praxis in NWStand: 18.09.2000

Quelle: http://www.agrar.de/aktuell/praxis.htm#einh (leicht verändert)

Antrag auf Ausgleichszulage und Agrarumweltmaßnahmen

Auswahl von 5 % zur Vor-Ort-Kontrolledurch den Technischen Prüfdienst:

Betriebe werden zur Zahlung gesperrt

Allg. Prüfung durch Technischen Prüfdienst,zusätzlich Fragen zur Guten fachlichen Praxis,

Prüfen von Indikatoren

kein VerstoßFeststellen

eines Verstoßes

Fragen/Indikatoren:- Standardboden-untersuchung (P, K)

- Bodenuntersuchungbei Ackerland (N)

- Nährstoffausgleich- Sachkundenachweis

Pflanzenschutz- Prüfplakette an derSpritze

- sonstige Hinweisefür Verstöße

Landwirte

Prüfung durch Fachbehörde

Bestätigung des Verstoßes

keine Bestätigungdes Verstoßes

Verhängung eines Bußgeldes

keine Verhängungeines Bußgeldes

Rückmeldung an die

Prämienbehörde

Freischaltung des Betriebesund Auszahlung der Prämien

an die Landwirte

ZusätzlicheKürzung

der Prämie mind. in Höhe des Bußgeldes

Anhang

Tabelle A-1: Gesetzliche Regelung der Bundesländer zur Enteignung, ausgleichspflichtigen Inhalts- und

Schrankenbestimmungen (ISB), Erschwernis- und Härteausgleich

Gesetzliche Regelungen der Bundesländer

Enteignung ausgleichspflichtige ISB*

Erschwernis-

ausgleich Härteausgleich

BB § 70 I-III BbgNatSchG § 71 I-III BbgNatSchG § 71 IV BbgNatSchG

BE § 46 NatSchGBln § 47 I, II NatSchGBln § 48 NatSchGBln

BW § 47 II NatSchG BW

BY Art. 35 BayNatSchG Art. 36 I BayNatSchG Art.36a BayNatSchG

HB § 37 BremNatSchG § 38 I, III BremNatSchG

HE § 38 HeNatG § 39 HeNatG

HH § 38 HmbNatSchG § 39 I HmbNatSchG

MV § 49 LNatG M-V § 50 LNatG M-V § 50 VII LNatG M-V

NI § 49 NNatSchG §§ 50, 51 NNatSchG § 52 I NNatSchG § 52 II NNatSchG

NW § 7 I, V LG § 7 II-V LG

RP § 39 IV, V LPflG § 39 I, II, V LPflG

SL § 37 I, II, IV SNG, § 39 I, II SNG

SN § 37 SächsNatSchG § 38 II-V SächsNatSchG § 38 VI SächsNatSchG

Besonderheit in Sachsen: Vorrang des Vertragsnaturschutzes (§ 39), soweit vertragliche Vereinbarung dem Schutzzweck in gleicher Weise dient

SH § 41 LNatSchG Sch.-H. § 42 I, III-V LNatSchG Sch.-H.

§ 43 LNatSchG Sch.-H.

ST § 41 NatSchG LSA § 42 I, II, IV-VI NatSchG LSA

§ 43 I NatSchG LSA

§ 43 II NatSchG LSA

TH § 48 ThürNatG §§ 49, 50 I, II ThürNatG § 51 ThürNatG

* Inhalts- und Schrankenbestimmungen

Tabelle A-2: Gründe der Nicht-Teilnahme an Agrarumweltmaßnahmen (Anteil in % der Beantworter)

Antrag abgelehnt

Kein positiver Umwelteinfluss durch AUM erwartet

Kompensation für AUM zu gering

Bereits Teilnehmer an anderen Maßnahmen

Anwendung der AUM ist zu teuer

Nicht genügend Wissen über die AUM

Verunsicherung bzgl. künftiger Entwicklung der AUM

Belgien 13 17 27 0 10 22 5

Frankreich 0 1 10 1 1 8 1

Deutschland Bayern

0 63 50 0 0 0 0

Deutschland Sachsen

67 33 33 0 0 0 0

Deutschland Schleswig-Holstein

10 9 55 0 0 3 23

Griechenland 0 4 27 1 4 24 4

Italien 11 4 19 2 14 52 7

Schweden 9 4 13 4 33 9 0

Großbritannien 10 11 45 2 58 17 25

gesamt 14 10 33 3 21 49 9

Datenquelle: STEWPOL Projekt, Internal Summary Report, in Falconer 2000

Anhang

Abbildung A-2: Überblick über die Verwaltungskontrolle der Maßnahmen im Bereich Ausgleichszulage

sowie der Agrarumweltmaßnahmen (Quelle: Matzdorf & Piorr 2003)

KOMPLEX 2 KOMPLEX 1 KOMPLEX 3

Antrag Agrarförderung

- Gesamtflächen- und Nutzungsnachweis - Pflicht des Antragstellers zu wahrheitsgemäßen Angaben - Hinweis, dass beantragte Fläche des Flurstücks nur kleiner oder gleich der Katasterfläche (ALB) sein kann

ALB jährlich zum Stichtag 31.12. aktualisiert

Verwaltungskontrolle I

- Prüfung Vollständigkeit der Angaben

Verwaltungskontrolle III

- Prüfung aller Kriterien für flächen- bezogene Maßnahmen

Ergebnisse der Flurstücksidentifizierung

Statistischer Bericht über Ergebnisse der Verwaltungs- und VOK

Bewilligung

Risikoanalyse (bundeseinheitlich)

Ergebnisse VOK ggf. Erhöhung Prüfdichte

Ablehnung im Falle von Doppelbeantragung

Verwaltungskontrolle II

- Schnelldatenerfassung - flurstücksgenaue Erfassung - Bestätigung der ordnungsgemäßen Erfassung Vor-Ort-Kontrolle

nach bundeseinheitlichen Vorgaben - Vermessung - visuelle Prüfung Prüfung nach Flurkarten programmtechnischer

ALB-Abgleich Vorhandensein und Größe sowie doppelte Flurstücke - kreisübergreifend - länderübergreifend

Anhang

Tabelle A-3: Cross Compliance – Anforderungen an die Betriebsführung (Quelle: Tabelle 75; BMVEL 2004)

Ab dem 1.01.2005 anwendbar

Umwelt

Richtlinie 79/409/EWG des Rates vom 2. April 1979 über die Erhaltung der wild lebenden Vogelarten (ABl. L 103 vom 25. April 1979, S. 1)

Artikel 3, Artikel 4, Absätze 1, 2 und 4, Artikel 5, 7 und 8

Richtlinie 80/68/EWG des Rates vom 17. Dezember 1979 über den Schutz des Grundwassers gegen Verschmutzung durch bestimmte gefährliche Stoffe (ABl. L 20 vom 26. Januar 1980, S. 43)

Artikel 4 und 5

Richtlinie 86/278/EWG des Rates vom 12. Juni 1986 über den Schutz der Umwelt und insbesondere der Böden bei der Verwendung von Klärschlamm in der Landwirtschaft (ABl. L 181 vom 4. Juli 1986, S. 6)

Artikel 3

Richtlinie 91/676/EWG des Rates vom 12. Dezember 1991 zum Schutz der Gewässer vor Verunreinigung durch Nitrat aus landwirtschaftlichen Quellen (ABl. L 375 vom 31. Dezember 1991, S. 1)

Artikel 4 und 5

Richtlinie 92/43/EWG des Rates vom 21. Mai 1992 zur Erhaltung der natürlichen Lebensräume sowie der wild lebenden Tiere und Pflanzen (ABl. L 206 vom 22. Juli 1992, S. 7)

Artikel 6, 13, 15 und Artikel 22, Buchstabe b)

Gesundheit von Mensch und Tier Kennzeichnung und Registrierung von Tieren

Richtlinie 92/102/EWG des Rates vom 27. November 1992 über die Kennzeichnung und Registrierung von Tieren (ABl. L 355 vom 5. Dezember 1992, S. 32)

Artikel 3, 4 und 5

Verordnung (EG) Nr. 2629/97 der Kommission vom 29. Dezember 1997 mit Durchführungsvorschriften zur Verordnung (EG) Nr. 820/97 des Rates im Hinblick auf Ohrmarken, Bestandsregister und Pässe im Rahmen des Systems zur Kennzeichnung und Registrierung von Rindern (ABl. L 354 vom 30. Dezember 1997, S. 19)

Artikel 6 und 8

Verordnung (EG) Nr. 1760/2000 des Europäischen Parlaments und des Rates vom 17. Juli 2000 zur Einführung eines Systems zur Kennzeichnung und Registrierung von Rindern und über die Etikettierung von Rindfleisch und Rindfleischerzeugnissen sowie zur Aufhebung der Verordnung (EG) Nr. 820/97 des Rates (ABl. L 204 vom 11. August 2000, S. 1)

Artikel 4 und 7


Gesundheit von Mensch, Tier und Pflanze

Richtlinie 91/414/EWG des Rates vom 15. Juli 1991 über das Inverkehrbringen von Pflanzenschutzmitteln (ABl. L 230 vom 19. August 1991, S. 1)

Artikel 3

Richtlinie 96/22/EG des Rates vom 29. April 1996 über das Verbot der Verwendung bestimmter Stoffe mit hormonaler bzw. thyreostatischer Wirkung und von ß-Agonisten in der tierischen Erzeugung und zur Aufhebung der Richtlinien 81/602/EWG, 88/146/EWG und 88/299/EWG (ABl. L 125 vom 23. Mai 1996, S. 3)

Artikel 3, 4, 5 und 7

Verordnung (EG) Nr. 178/2002 des Europäischen Parlaments und des Rates vom 28. Januar 2002 zur Festlegung der allgemeinen Grundsätze und Anforderungen des Lebensmittelrechts, zur Errichtung der Europäischen Behörde für Lebensmittelsicherheit und zur Festlegung von Verfahren zur Lebensmittelsicherheit (ABl. L 31 vom 1. Februar 2002, S. 1)

Artikel 14, 15, Artikel 17 Absatz 1, Artikel 18, 19 und 20

Verordnung (EG) Nr. 999/2002 des Europäischen Parlaments und des Rates vom 22. Mai 2001 mit Vorschriften zur Verhütung, Kontrolle und Tilgung bestimmter transmissibler spongiformer Enzephalopathien (ABl. L 147 vom 31. Mai 2001, S. 1)

Artikel 7, 11, 12, 13 und 15

Anhang

Meldung von Krankheiten

Richtlinie 85/511/EWG des Rates vom 18. November 1985 zur Einführung von Maßnahmen der Gemeinschaft zur Bekämpfung der Maul- und Klauenseuche (ABl. L 315 vom 26. November 1985, S.11)

Artikel 3

Richtlinie 92/119/EWG des Rates vom 17. Dezember 1992 mit allgemeinen Gemeinschaftsmaßnahmen zur Bekämpfung bestimmter Tierseuchen sowie besonderen Maßnahmen bezüglich der vesikulären Schweinekrankheit (ABl. L 62 vom 15. März 1993, S. 69)

Artikel 3

Richtlinie 2000/75/EG des Rates vom 20. November 2000 mit besonderen Bestimmungen für Maßnahmen zur Bekämpfung und Tilgung der Blauzungenkrankheit (ABl. L 327 vom 22. Dezember 2000, S. 74)

Artikel 3


Tierschutz

Richtlinie 91/629/EWG des Rates vom 19. November 1991 über Mindestanforderungen für den Schutz von Kälbern (ABl. L 340 vom 11. Dezember 1991, S. 28)

Artikel 3 und 4

Richtlinie 91/630/EWG des Rates vom 19. November 1991 über Mindestanforderungen für den Schutz von Schweinen (ABl. L 340 vom 11. Dezember 1991, S. 33)

Artikel 3 und 4 Absatz 1

Richtlinie 98/58/EG des Rates vom 20. Juli 1998 über den Schutz landwirtschaftlicher Nutztiere (ABl. L 221 vom 8. August 1998, S. 23)

Artikel 4

Da für den Bereich des Bodenschutzes zurzeit noch keine entsprechende EU-Regelung existiert, hat die Verordnung zunächst nur Gegenstände definiert, welche von den Mitgliedstaaten jeweils national zu

konkretisieren sind (BMVEL 2003: 89). Hierzu gehören: 1. Schutz des Bodens vor Bodenerosion, Erhaltung der organischen Substanz im Boden und Erhaltung der

Bodenstruktur 2. Regelungen für ein Mindestmaß an Instandhaltung von landwirtschaftlichen Flächen 3. Regelungen zur Vermeidung einer Zerstörung von Lebensräumen festzulegen.

4. Darüber hinaus gilt ein Umbruchverbot für Flächen, die im Jahr 2003 als Dauergrünland genutzt wurden.

Anhang

Tabelle A-4: Status quo der Agrarpolitik und Mid-term Review

Status quo Mid-Term Review

Betriebs-prämie

Direktzahlungen an Fläche bzw. Tierzahl gebunden; Produktion notwendig.

Entkoppelte Betriebsprämie ab 2005 enthält Ackerbauprämien, Rinderprämien und ab 2006/07 Milchprämie; Basisperiode 2000-2002; Einlösung nur mit Nachweis von landwirtschaftlicher Fläche; Feldobst, Gemüse und Speisekartoffeln sind bis zum Umfang der Basisperiode förderfähig.

Regiona-lisierung

Regionalisierung kann zur Einführung einer einheitlichen Flächenzahlung benutzt werden oder einer Grünland- und Ackerbauprämie; Umverteilung zwischen Regionen möglich; ein Mitgliedsland mit weniger als 3 Mio. ha kann eine Region sein.

Wahl-optionen

Mitgliedsländer können auf nationaler oder regionaler Ebene bis zu 25 % der Ackerbauprämie, bis zu 50 % der Schaf- und Ziegenprämie und wahlweise 75 % der Bullenprämie, 100 % der Schlachtprämie oder 100 % der Mutterkuhprämie und 40 % der Schlachtprämie an die Produktion koppeln; zusätzlich können 10 % des Gesamtprämienvolumens an spezielle Produktionsverfahren gebunden werden.

Still-legung

Stillegung in Höhe von 10 % der prämierten Ackerkulturen; freiwillige Stillegung bis 33 %; Anbau von nachwachsenden Rohstoffen erlaubt.

Flächenstilllegungszahlungen müssen durch Stilllegung aktiviert werden; 10 % der in der Basisperiode prämierten Ackerfläche; Anbau von nachwachsenden Rohstoffen möglich; Ökolandbau von Stilllegungs-verpflichtung ausgenommen. Stilllegung (mit Pflege) bis 100 % der Flächen möglich.

Cross Com-pliance

Wahlweise Reduzierung der Direktzahlung, um Umweltgesetzgebung und spezielle Umweltanforderungen umzusetzen.

Reduktion der Direktzahlungen, wenn EU-Standards im Bereich Umwelt, Lebensmittelsicherheit und Tierschutz nicht eingehalten werden oder das Land nicht in guter landwirtschaftlicher und ökologischer Kondition gehalten wird.

Beratung Wahlweiser Aufbau eines Beratungssystems.

Mitgliedsländer müssen ein Beratungssystem ab 2007 aufbauen; Beratungsteilnahme durch die Landwirte freiwillig.

Modula-tion

Wahlweise Reduzierung der Direktzahlungen um bis zu 20 %; Dieses Geld verbleibt im Mitgliedsstaat für die Finanzierung von begleitenden Maßnahmen.

Modulation ab einem Freibetrag von 5000 € um 3 % in 2005, um 4 % in 2006 und um 5 % ab 2007; Ver-wendung für Maßnahmen zur ländlichen Entwicklung; Verteilung nach objektiven Kriterien, wobei mindestens 80 % in dem geldgebenden Mitgliedsstaat verbleibt.

Finanz-disziplin

Ab 2007 werden die Direktzahlungen gekürzt, wenn es sich abzeichnet, dass die Budgetlimitierung bei einer Sicherheitsmarge von 300 Mio. € nicht eingehalten werden kann.

2.Säule

Kofinanzierte Maßnahmen im Bereich Agrarumwelt, Investitionsbeihilfe, Junglandwirte, Aufforstung etc.; EU-Anteil 50 % bzw. 75 % in z.B. den neuen Bundesländern.

Zusätzliche Maßnahmen im Bereich Lebensmittelqualität und Tierschutz; Anhebung des EU-Anteils um jeweils 10 % für Agrarumweltmaßnahmen (kein fixer Kofinanzierungssatz, sondern Obergrenze).

Getreide

Interventionspreis 101,31 €/t; Direktzahlungen 63 €/t multipliziert mit Referenzertrag; monatliche Aufschläge auf den Interventionspreis (7 mal 0,93 €/t).

Keine Veränderung des Interventionspreises; Halbierung der monatlichen Aufschläge; Entkopplung; Abschaffung der Roggenintervention, aber Kompensation durch erhöhte Gelder aus der Modulation.

Ölsaaten Gleiche Flächenzahlung wie bei Getreide Entkopplung

Anhang

Rind-fleisch

Grundpreis von 2 224 €/t mit privater Lagerhaltung bei 103 % dieses Preises; Ochsenprämie zweimal 150 €, Bullenprämie 210 €, Mutterkuhprämie 200 €, Schlachtprämie 80 € bzw. 50 € für Kälber; allgemeine Limitierung auf 1,8 LU/ha und 90 Tiere; Extensivierungsprämie von 100 € bei weniger als 1,4 LU/ha.

Regionale Anpassungen; Rinderprämien werden Teil der Betriebsprämie, wobei Wahloptionen bestehen

Milch

Milchquoten gelten bis 2008; Interventionspreiskürzung um 15 % ab 2005/06; Milchprämie ab 2005/06 steigt schrittweise auf 25,86 €/t; Anstieg der Milchquote um 2,39 %.

Milchquoten verlängert bis 2014/15; Interventionspreis für Butter wird um 25 % von Magermilchpulver um 15 % von 2004 bis 2007 gekürzt; Milchprämie steigt von 11,81 €/t in 2004 auf 35,5 €/t in 2006; danach Teil der Betriebsprämie; Milchquotenausweitung teilweise aufgeschoben.

Quelle: COM 2003b

Tabelle A-5:‚KULAP 2000’ von Brandenburg - Beispiel für Agrarumweltmaßnahmen (AUM) eines ‚klassischen’ Agrarumweltprogramms

Abk.

Gegenstand

(detaillierte

Untergliederung)

wesentliche Beihilfevoraussetzungen

Beihilfe-

höhe

(€/ha)

Gebietskulisse

Grünlandmaßnahmen

A1 Extensive Grünlandnutzung

• max. 1,4 GV mindestens 0,3 GV • Weidebesatzstärke von max. 1,4 RGV/ha Grünland • keine chemisch-synthetische Stickstoffdüngung • keine PSM (Ausnahmen auf Antrag) • mindestens einmalige Nutzung jährlich

(Beweidung/Mahd mit Beräumung) • mind. 30 % GL an LF des Betriebes

130

keine

A2 Extensive Bewirtschaftung sowie Pflege von überflutungsgefährdetem Flussauengrünland

• keine Düngung • keine PSM • kein GL-Umbruch

130

GL im Bereich von Gewässern I. Ordnung

A3 Späte und eingeschränkte Grünlandnutzung

Aufsattelmaßnahme auf A1, A2 oder B3 GL • kein GL-Umbruch • Bewirtschaftungsmaßnahmen vor dem ersten Nutzungstermin nur in

Abstimmung mit UNB • erster Nutzungstermin: a) nicht vor dem 16.06.

b) nicht vor dem 01.07. c) nicht vor dem 16.07.

45 90

125

Wiesenbrüterschutzgebiete mit tatsächlichem Vorkommen spezieller

Arten/ Biotoptypen des Feuchtgrünlandes und

Binnensalzstellen

A4 Mosaikartige Grünlandnutzung

Aufsattelmaßnahme auf A1, A2 oder B3 GL • gestaffelte Mäh- oder Weidenutzung • spezielle Mahdvorschriften • kein Umbruch • zusätzlich Doppelmessermähbalken

110

+20

Wiesenbrüterschutzgebiete mit tatsächlichem Vorkommen spezieller

Arten/

Biotoptypen des Feuchtgrünlandes und Binnensalzstellen

Abk.

Gegenstand

(detaillierte

Untergliederung)


Beihilfe-

höhe

(€/ha)

Gebietskulisse

A5 Erschwerte Bewirtschaftung und Pflege von Spreewaldwiesen

Aufsattelmaßnahme auf A1 oder B3 GL a) Mähnutzung mit Technikeinsatz und Landtransport (Form 1) b) wie Form 1, jedoch Flächen nur über Wasserweg erreichbar (Form 2) c) Handmahd von mind. 50 % der Fläche (Form 3) d) Standweide, ansonsten wie Form 1 (Form 4) e) Standweide ohne Maschineneinsatz und Erreichbarkeit der Flächen nur

über Wasserweg (Form 5)

75

180 380 50

230

innerhalb der festgelegten Gemeindefluren der Spreewaldregion

A6 Pflege von ertragsschwachem Grünland und Heiden mittels Beweidung

• mindestens einmal jährliche Beweidung bis 20.09. nach Weideplan • Aufzeichnungspflicht der Beweidungsmaßnahmen

105 pflegebedürftiges Biotop (Bestätigung

durch UNB)

A7 Pflege von Streuobstwiesen

• extensive Wiesennutzung (Verzicht auf chemisch-synthetische Düngung, keine PSM, mindestens einmalige Mahd mit Beräumung des Mähgutes/Beweidung nicht vor dem 15.06. bis spätestens 20.09.) • Auflagen zur Baumpflege

75

max. 825

Ackermaßnahmen

B1 Integrierter Obst- und Gemüsebau

a) Grundförderung Obst/Baumschule (PSM – ohne W-Aufl. – nach Schadschwellen, N min nach Sollwert, Beschränkung für Wachstumsregulatoren)

b) a + ohne Herbizide c) a + ohne Insektizide, Akarizide d) Grundförderung Gemüse u.a. (N min nach Sollwert, nach Möglichkeit

resistentes Saatgut) e) Grundförderung Beeren in geschütztem Anbau (N min nach Sollwert,

nach Möglichkeit resistentes Saatgut)

385

+150 +100 300

510

keine

B2 Extensive Produktionsverfahren im Ackerbau

nicht geöffnet und ab 2003 aus dem KULAP genommen

-

Abk.

Gegenstand

(detaillierte

Untergliederung)


Beihilfe-

höhe

(€/ha)

Gebietskulisse

B3 Ökologischer Landbau

• Auflagen des ökologischen Landbaus nach VO (EG) 2092/91 bei Ackerland (AL), Grünland (GL), Gemüse (G) und Dauerkulturen (D).

• GL wie A1, außer Mindestanteil an GL muss nicht eingehalten werden

150 AL 130 GL 400 G 615 D

+ 50 Einf.

keine

B4

Erosionsmindernde/ bodenschonende Maßnahmen

A/B) Zwischenfrüchte/Untersaaten mit speziellen Auflagen

60/40 keine

C) Anbau kleinkörniger Leguminosen in Reinsaat und Grasgemisch 310 keine

D) Anbau kleinkörniger Leguminosen in Reinsaat und Grasgemisch auf Kippenflächen (Rekultivierungsauflagen)

340 Rekultivierungsflächen

B5 Umwandlung von AL in extensives GL

• nach Umwandlung extensive Bewirtschaftung des GL wie unter A1

• max. Anteil GL an LF Betrieb 30 %

255 keine

B6

Dauerstilllegung von Ackerland auf ökologisch sensiblen Flächen

• 0,05-0,3 ha zusammenhängende Fläche • keine Nutzung/Pflege zu bestimmten Zeiten möglich (Vorgaben durch

UNB) • keine Düngung/kein PSM • Selbstbegrünung

300-520 -100 wenn

Flächen > 0,3 ha

Sensibel Flächen

Erhaltung genetischer Vielfalt

C1

Züchtung/Haltung vom Aussterben bedrohter Rassen

förderfähig sind aktuell: a) Schwarzbuntes Rind (alte Zuchtrichtung), b) Deutsches Sattelschwein, c) Skudden

pro Anzahl a) 135 b) 55-80 c) 25

-

C2

Erhaltung bedrohter regionaler Kulturpflanzen

die aktuell direkt förderfähigen Arten/Sorten sind in einer Liste definiert 130-425 -

Abk.

Gegenstand

(detaillierte

Untergliederung)


Beihilfe-

höhe

(€/ha)

Gebietskulisse

Extensive Teichwirtschaft

D

Pflege und Erhaltung von Teichlandschaften

• Erhaltung und Pflege der Teichanlagen • Erhaltung und Pflege der Dämme • Räumung der Fischgruben • Verhinderung der Teichverlandung (Entschilfung) nach Pflegeplan durch

zwei Schnitte: o vor dem 15. Juni o nach dem 15. Juni

bis 100 bis 85 bis 70 bis 25 bis 45

keine

Anhang

Tabelle A-6: Flächenumfang der im Rahmen des Agrarumweltprogramm geförderten Maßnahmen in

Brandenburg für die Jahre 1994-2002

Förderumfang ha/Jahr in Brandenburg Agrarumweltmaßnahmen

und Art. 16 Maßnahmen 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002

A1 ext. GL 47449 80415 95477 111349 109846 111058 108727 108466 106213

A2 ext. GL in Auen* 2482 11060 11235 12396 13910 12776 7593 7265 6583

A3 ext. GL später Schnitt* 0 0 12824 27859 29502 32048 30006 18013 4925

A5 ext. GL Spreewald* 1933 1537 1599 1626 1703 2232 1510 1545 2251

A6 Trockenes GL/Heiden* 0 0 0 0 0 0 0 1654 1919

A7 Streuobstwiesen* 0 0 102 214 235 302 319 255 190

FP 42 Pflege braches GL* 5051 3859 4765 5597 5663 2966 1426 947 375

B1 IOGB 0 0 6232 5716 6008 6474 7112 7298 7242

B2 ext. AL 7896 14769 28157 31895 30998 23342 12992 606 0

B3 Ökolandbau 1676 4738 7458 33624 47317 56670 57553 68939 77269

B4 Bodenschonende Maßnahmen

0 0 24226 95957 94289 109909 116706 76882 14254

B5 Umwandlung AL in GL* 2675 6936 10685 17009 17016 16532 13990 11197 5487

* eher umweltzielorientierte Maßnahmen

ext. AL = extensiver Ackerlandnutzung, ext. GL = extensive Grünlandnutzung, IOG = Integrierter Obst- und Gemüsebau; Erläuterung der Maßnahmen im Anhang Tabelle A-5

Datenquelle: LVL Brandenburg

Anhang

Tabelle A-7: Inanspruchnahme der Ausgleichszahlungen nach Artikel 16 im Jahr 2002 in Deutschland

Land Anz. Betriebe Fläche (ha)

Brandenburg 241 12.536 (10.928*)

Bremen 77 1.263

Hamburg 31 242

Niedersachsen 1.733 15.506

Nordrhein-Westfalen 1.442 13.769

Schleswig-Holstein 256 2.444

Thüringen 354 14.670

* ohne Aufsattelmaßnahmen

Anhang

Abbildung A-3: Fluren Brandenburgs, die aufgrund der naturräumlichen Standortbedingungen für die

Belastung von Grundwasser durch diffusen Nitrataustrag unter landwirtschaftlicher Nutzung relevant sind

(Kersebaum et al. 2004)

3 (sehr relevant)

Kersebaum, Steidl, Kiesel

1 (wenig relevant)

0 (sehr wenig relevant)

2 (mittel relevant)

4 (äußerst relevant) Keine Nutzung

Klassen der Relevanz

Anhang

Abbildung A-4: Koordinierungsräume und Bearbeitungsgebiete (Entwurf) zur Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie im

Land Brandenburg; Stand 07.07.2004 (Datengrundlage: LUA)

Kilometer Flussgebietseinheiten

Elbe: Koordinierungsraum Havel Elbe: Koordinierungsraum Mittelelbe/Elde Elbe: Koordinierungsraum Mulde/Elbe/Schwarze Elster Oder: Oder, Neiße Warnow-Peene: Ucker

Anhang

Steidl, Dannowski, Fritsche

Abbildung A-5: Landwirtschaftliche Standorte Brandenburgs, die aufgrund der naturräumlichen

Standortbedingungen für die Belastung von Oberflächengewässern durch diffusen Nitrateintrag relevant sind

(Steidl et al. 2003, leicht verändert)

Klassen der Relevanz

sehr relevant

relevant

gering relevant

gering relevant, wenn GW-Flurabstand ordnungsgemäß gehalten

nicht relevant

keine landwirtschaftlichen Standorte (inklusive Berlin Ost)

nicht bewertet (z. B. Einfluss durch Bergbau, keine Landesfläche)

Anhang

Kilometer

0 - 20

65 - 80 > 80

N-Austrag (kg/ha*a) aus der Wurzelzone

Keine Ackernutzung/ keine Daten

20 - 35

50 - 65

0

35 - 50

Abbildung A-6: Modellierte N-Immissionen in die ungesättigte Bodenzone (Emissionen aus der Wurzelzone) der

Ackerstandorte Brandenburgs unter konventioneller Nutzung

(eigene Darstellung, Datengrundlage: Kersebaum 2004)

Anhang


Grünlandstandorte Brandenburgs unter konventioneller Nutzung



Keine Grünlandnutzung/ keine Daten

20 - 35

50 - 65

0 0 - 20

35 - 50

Kilometer

Anhang


Ackerstandorte Brandenburgs unter ökologischer Nutzung


Kilometer

0 - 20

65 - 80 > 80



20 - 35

50 - 65

0

35 - 50

Anhang


Grünlandstandorte Brandenburgs unter extensiver Nutzung



Keine Grünlandnutzung/ keine Daten

20 - 35

50 - 65

0 0 - 20

35 - 50

Kilometer

Anhang

Kilometer

Kilometer

Abbildung A-10: Veranschaulichung der Heterogenität des modellierter N-Austrag aus der Wurzelzone am

Beispiel der ackerbaulich genutzten Standorte Brandenburgs unter konventioneller Nutzung in der Flur

(Ausschnitt nordöstliches Brandenburg)

Anhang

Abbildung A-11: Verringerung landwirtschaftlich verursachter N-Immission in die ungesättigte Bodenzone durch

die Umstellung von konventionell genutztem auf ökologisch genutztes Ackerland, dargestellt auf Flurebene

(eigene Berechnungen, Datengrundlage: Kersebaum 2004)

50 - 65

20 - 35 0 - 20

65 - 80

Verringerung der N-Immissionen in kg/ (ha*a)


35 - 50

0

Kilometer

Anhang


die Umstellung von konventionell genutztem Grünland auf extensiv genutztes Grünland, dargestellt auf Flurebene


Kilometer

0 - 20

35 - 50

Keine Grünlandnutzung/ keine Daten 0

20 - 35

Verringerung der N-Immission (kg/ ha*a)

Anhang

50 - 65

20 - 35 0 - 20

65 - 80

Verringerung der N-Immissionen in kg/ (ha*a)


35 - 50

0

Kilometer


die Umstellung von konventionell genutztem Ackerland auf extensiv genutztes Grünland, dargestellt auf Flurebene


Anhang

1,50 bis 10,- €kein zusätzlicher Anreiz

11,- bis 20,- €

keine Ackernutzung

21,- bis 29,- € 30,- €

Kilometer

Abbildung A-14: Fluren, auf denen eine ökologische Ackernutzung unter Verwendung des Verfahrens zur

ergebnisorientierten Honorierung (kg N-Verminderung pro Jahr = 1,5 €) zu einem zusätzlichen Anreiz gegenüber

der aktuellen, rein kostenorientierten Honorierung führen würde

(eigene Berechnungen, Datengrundlage: Kersebaum 2004 und InVeKoS 2002)

Anhang

Kilometer

1,50 bis 10,- €

41,- bis 50,- €

kein zusätzlicher Anreiz

11,- bis 20,- € 21,- bis 30,- € 31,- bis 40,- €

51,- € keine Ackernutzung

Kilometer

Abbildung A-15: Fluren, auf denen eine Umwandlung von konventionellem Ackerland in Grünland unter

Verwendung des Verfahrens zur ergebnisorientierten Honorierung (kg N-Verminderung pro Jahr = 1,5 €) zu einem

zusätzlichen Anreiz gegenüber der aktuellen, rein kostenorientierten Honorierung führen würde

(eigene Berechnungen, Datengrundlage: Kersebaum 2004 und InVeKoS 2002)

Anhang

Abbildung A-16: Aufbau des Natura 2000-Netzes (Rückriem & Roscher 1999, leicht verändert)

pSCI = proposed Site of community Interest (vorgeschlagenes Gebiet gemeinschaftlicher Bedeutung) SCI = Site of Community Interest (Gebiet gemeinschaftlicher Bedeutung) SAC = Special Area of Conservation (besondere Schutzgebiete) SPA = Special Protection Area (besondere Schutzgebiete)

Vorschlag der Mitgliedsstaaten an die

Europäische Kommission

Vorschlag der Mitgliedsstaaten an die


Festlegung durch die


Gebietsbewertung und Festlegung durch die


pSCI

SCI

SAC

Ausweisung der Gebiete durch die Mitgliedsstaaten

Ausweisung der Gebiete durch die Mitgliedsstaaten

SPA

Natura 2000-Gebiete

Vogelschutzrichtlinie FFH-Richtlinie

Anhang

Anlage A-2: Beschlüsse der Arbeitsgemeinschaft „Naturschutz“ der Landes-Umweltministerien (LANA)

Die LANA hat auf ihrer 81. Sitzung (September 2001 in Pinneberg) die vom AK „Umsetzung der FFH-Richtlinie“ vorgelegten „Mindestanforderungen für die Erfassung und Bewertung von Lebensräumen und Arten sowie die Überwachung“ beschlossen. Daher werden diese Vorgaben als Grundlage für weitergehende Konzepte herangezogen. Diese Vorgaben beinhalten sowohl ein Bewertungsschema für die Lebensraumtypen als auch für die Arten. Demnach wird der Erhaltungszustand anhand von drei Parametern in die Kategorien A, B und C eingestuft.

Die für die drei Parameter zu vergebenden Bewertungskategorien werden zu einem Gesamtwert zusammengefasst. Hierbei werden folgende Algorithmen angewandt:

Tabelle 3: Algorithmen für die Ermittlung des Gesamtwertes (LANA 2001)

Habitatstruktur Habitatqualität

A A A A A B B

Arteninventar Population

B A B C A B C

Beeinträchtigung C B B C C C C

Gesamtwert B A B C B B C

Der LANA-Arbeitskreis hat außerdem festgehalten, dass die Richtlinie keine Beschränkung des Monitorings auf die Natura 2000-Gebiete vorsieht. Die Mindestanforderungen an die Überwachung des Erhaltungszustandes sehen daher vor, dass die Bundesländer Daten zur Bestandsituation der Lebensraumtypen und Arten innerhalb und außerhalb der Gebiete erheben und über die Ergebnisse berichten. Des Weiteren müssen die Länder sicherstellen, dass auch Aussagen zur Bestandssituation der Arten der Anhänge IV und V getroffen werden können.

Tabelle 1: Allgemeines Bewertungsschema zum Erhaltungszustand der FFH-LRT (LANA 2001)

Vollständigkeit der

lebensraumtypischen

Habitatstrukturen

A

hervorragende Ausprägung

B

gute Ausprägung

C1

mäßige bis durchschnittliche Ausprägung

Vollständigkeit des

lebensraumtypischen

Arteninventars

A

lebensraumtypisches Arteninventar vorhanden

B

lebensraumtypisches Arteninventar weitgehend vorhanden

C1

lebensraumtypisches Arteninventar nur in Teilen vorhanden

Beeinträchtigung A

gering B

mittel C1

stark

C2 irreversibel gestört; nicht regenerierbar

Tabelle 2: Allgemeines Bewertungsschema zum Erhaltungszustand der FFH-Arten (LANA 2001)

Habitatqualität

(artspezifische

Strukturen)

A

hervorragende Ausprägung

B

gute Ausprägung

C1

mäßige bis durchschnittliche Ausprägung

Zustand der

Population

(Populationsdynamik

und –struktur)

A

gut B

mittel C1

schlecht

Beeinträchtigung A

gering B

mittel C1

stark

C2 irreversibel gestört; nicht regenerierbar

Anhang

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

Anhang

Anlage A-3: Steckbriefe der behandelten Lebensraumtypen Brandenburgs

(Beutler & Beutler 2002)

Subsumtion der Biotoptypen Brandenburgs und Vegetationseinheiten (Pflanzengesellschaften) unter die LRT: v = Vegetationseinheiten oder Biotope, die in der Regel vollständig zu einem Lebensraumtyp gehören p.p. = (pars partim) Vegetationseinheiten oder Biotope, die teilweise zu einem Lebensraumtyp gehören

Anlage A-3.1: Brenndolden-Auenwiesen (Cnidion dubii) Code - Natura 2000: 6440 Alluvial meadows of river valleys of Cnidium dubii BfN-Handbuch: Brenndolden-Auenwiesen der Stromtäler Code - Biotopkartierung Brandenburg: 05104 Wechselfeuchtes Auengrünland pp 051042 Wechselfeuchtes Auengrünland, kraut- und seggenreich (GFAK) pp 05131 Grünlandbrachen feuchter Standorte (GAF) pp 051316 von sonstigen Süßgräsern dominiert (GAFG) pp 051319 sonstige Grünlandbrachen feuchter Standorte (GAFX) pp 05134 Grünlandbrachen, wiedervernässt (GAN) pp Naturraum: D03, D05, D06, D07, D08, D09, D10, D12

Beschreibung: Artenreiche Wiesen an potentiellen Auenwaldstandorten der großen Fluss- und Stromtäler vor allem von Oder und Elbe, in abgewandelter Form entlang der Mittel- und Unterläufe von Havel und Spree sowie der Unterläufe von Schwarzer Elster und Neiße, im Jahresverlauf stark schwankende Bodenfeuchte (je nach relativer Höhe zum Fluss wechselfeucht bis wechselnass) mit periodischer Überflutung (Überflutungsdauer zwischen einem und vier Monaten im Frühjahr oder Frühsommer, im Sommer stark austrocknend) und in ausgepolderten Bereichen Überstauung oder Durchfeuchtung durch Dränagewasser, gekennzeichnet durch das Vorkommen der in Mitteleuropa an großen Flussauen gebundenen Arten subkontinentaler Verbreitung –Stromtalpflanzen (*).

Anhang

Vegetation:

Molinietalia caeruleae W. KOCH 1926 pp Deschampsion cespitosae HORVATIC 1935 (syn. Cnidion dubii BAL.-TUL. 1966) pp Sanguisorba officinalis-Silaetum silai KLAPP 1951 v Ranunculo auricomi-Deschampsietum caespitosae SCAM. 1955 v

Pflanzenarten: *Achillea salicifolia, *Allium angulosum, *Cnidium dubium, Deschampsia caespitosa, Alopecurus pratensis, Galium boreale, *Gratiola officinalis, *Inula britannica, Iris sibirica, Lathyrus palustris, Ranunculus auricomus agg., Sanguisorba officinalis, Serratula tinctoria, *Scutellaria hastifolia, Senecio aquaticus, Silaum silaus, *Thalictrum lucidum, Thalictrum flavum, *Pseudolysimachia longifolia, *Viola stagnina u.a.

(* = Stromtalarten)

Tierarten: Vögel: Wachtelkönig, Tüpfelralle, Löffel-, Schnatter-, Knäkente, Wiesenpieper, Schafstelze, Rotschenkel, Brachvogel, Kampfläufer, Bekassine, Kiebitz, Uferschnepfe Heuschrecken: Chorthippus albomarginatus, Corthippus dorsatus, Chrysochraon dispar, Stethophyma grossum, Metrioptera roeseli Schmetterlinge: Maculinea nausithous u.a. Käfer: Cynegetis impunctata, Grypus brunnirostris, Lixus iridis, Nephus redtenbachi, Pelenomus waltoni, Phyllotreta exclamationis u.a. Hautflügler: Bombus muscorum u.a. Spinnen: Allomengea scopigera, A. vidua Lophomma punctatum, Pachygnatha clercki, Pardosa div. spec., Pelecopsis mengei, Robertus arundineti, Savignya frontata, Tibellus maritimus u.a. Weichtiere: Succines putris u.a.

Kartierungshinweise: Signifikante Vorkommen von Stromtalpflanzen wesentliche; fehlende Überflutung infolge Ausdeichung oder Abflussregulierung kein Ausschlusskriterium, sofern noch hydrologischer Kontakt zum Fluss besteht; Übergangsformen zu LRT 6410 und zu nährstoffreichen Feuchtwiesen in den Auen der kleineren Flüsse sowie zu LRT 6510 als Brenndolden-Auenwiesen erfassen, wenn Stromtalarten in signifikanten Populationsgrößen vorhanden; Einschluss von Brachestadien, die noch Fragmente des typischen Arteninventars aufweisen, als Entwicklungsflächen

Ökologische Erfordernisse für einen günstigen Erhaltungszustand:

Artenreiche, floristisch nach kleinräumigen Standortunterschieden (Substrat, Relief, Hydroregime) differenzierte, extensiv ohne Düngung genutzte Wiesen und Mähweiden auf lehmigen bis tonigen, zum Teil sandüberlagerten Auenböden mit schwankendem Überflutungs- bzw. Drängewassereinfluss Kennzeichen und Indikatoren für die Verschlechterung des Erhaltungszustandes:

Strukturverarmung und signifikanter Rückgang der charakteristischen Arten bei gleichzeitiger Ausbreitung nitrophiler Pflanzen des Wirtschaftsgrünlandes und der Ruderalfluren (insbesondere Gräser wie Alopecurus pratensis, Poa div.spec., Agropyron repens u. a.). zunehmende Trockenheit mit Rückgang von Feuchte- und Nässezeigern; Vergrasung und Verbuschung bei Nutzungsauflassung Gefährdungsfaktoren und Ursachen: Eingriffe in die Überflutungsdynamik durch Fließgewässerausbau, Stauhaltung mit Steuerung der Durch- und Abflussmengen sowie Maßnahmen zum Hochwasserschutz (z.B. Ausdeichung). Grundwasser-absenkung in den Flussauen durch hydromeliorative Eingriffe (Gräben, Drainagen, Reliefnivellierung); Aufgabe oder Intensivierung (Vielschnittwiese, intensive Beweidung Düngung, Umbruch, Ansaaten) der Grünlandnutzung; dem biologischen Zyklus der Vegetation unangepasste Nutzungszeiten (z.B. Mahd zur Hauptblütezeit in VII/VIII); Bepflanzung und Aufforstung

Anhang

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

Anhang

Anlage A-3.2: Magere Flachland-Mähwiesen (Alopecurus pratensis, Sanguisorba officinalis)

Natura 2000-Code: 6510 Lowland hay meadows

(Aopecurus pratensis, Sanguisorba officinalis) BfN-Handbuch: Extensive Mähwiesen der planaren bis submontanen Stufe

(Arrhenatherion, Brachypodion-Centaureion nemoralis) Code - Biotopkartierung Brandenburg: 05110 Frischwiesen und Frischweiden (GM) pp 05112 Frischwiesen (GMF) pp 051121 typische Ausprägung (GMFR) v 05131 Grünlandbrachen feuchter Standorte (GAF) pp 051316 von sonstigen Süßgräsern dominiert pp 05132 Grünlandbrachen frischer Standorte (GAM) pp 051321 artenreich (typische Grünlandarten) (GAMR) pp 07170 flächige Obstbestände (Streuobstwiesen) (BS) pp 07171 genutzte Streuobstwiesen (BSG) pp 07173 aufgelassene Streuobstwiesen (BSA) pp Naturraum: D03, (D04), D05, D06, D07, D08, D09, D10, D11, D12

Beschreibung:

Artenreiche, durch zweischürige Mahd entstandene und erhaltene Wiesenfuchs-schwanz- und Glatthaferwiesen des Flach- und Hügellandes (Verband Arrhenatherion); in Brandenburg meist in trockenen oder feuchten Ausbildungen, häufig auf vorentwässerten Standorten oder auf Sekundärstandorten (Dämme und Deiche)

Vegetation:

Arrhenatheretalia elatioris PAWL. 1928 pp Arrhenatherion elatioris (BR.BL. 1925) W. KOCH 1926 pp Dauco Arrhenatheretum elatioris BR.-BL. 1915 v Heracleo-Arrhenatheretum (Tx. 1937) PASS. 1964 v Centaureo scabiosae-Arrhenatheretum (FARTMANN 1997) ass. Nov. v Chrysanthemo-Rumicetum thyrsiflori WALTHER ap. R. TX.1955 ex WALTHER 1977 v Alopecurion pratensis PASS. 1964 v Alopecuretum pratensis REGEL 1925 v

Pflanzenarten: Typische Arten: Arrhenatherum elatius, Pastinaca sativa, Alopecurus pratensis, Galium album, Campanula patula, Crepis biennis, Knautia arvensis, Sanguisorba officinalis, Tragopogon pratensis, Leucanthemum vulgare, Daucus carota, Festuca rubra, Anthoxanthum odoratum, Holcus lanatus, Ranunculus bulbosus, Poa trivialis, Ranunculus repens, Silaum silaus, Achillea millefolium, Pimpinella major, Centaurea jacea, Luzula campestris, Veronica chamaedrys, Plantago lanceolata u.a.

Tierarten: Vögel: Wiesenpieper, Braunkehlchen, Schafstelze, Feldlerche, Wachtelkönig, Rebhuhn, Wachtel Heuschrecken: Tettigonia cantans, Tettigonia viridissimus. Conocephalus dorsalis, Tetrix subulata u.a. Schmetterlinge: Adscita statices, Brenthis ino, Coenonympha glycerion, Lycaena dispar, Maculinea nausithous, (Maculinea teleius: nur, wenn sehr feucht!), Maniola jurtina, Melanargia galathea, Ochlodes venatus, Thymelicus lineola u.a.

Anhang

Käfer: Agonum mülleri, Agriotes lineatus, Agriotes obscurus, Altica palustris, Aphthona lutescens Ctenicera pectinicornis, Phyllotreta exclamationis, Poecilus versicolor, Rhinoncus bosnicus u.a. Hautflügler: Andrena div. spec., Bombus muscorum, Epheoloides coecutiens, Macropis labiata, Melitta nigricans,. u.a. Spinnen: Allomengea vidua, Arctosa leopardus, Lophomma punctatum, Oedothorax fuscus, Pelecopsis mengei, Savignya frontata, Pardosa amentata, Pardosa prativaga, Pirata piraticus, Tibellus maritimus, u.a. Weichtiere: Carychium minimum, Cochlicopa lubrica, Euconulus fulvus, Nesovitrea hammonis, Vallonia costata, Vertigo pygmaea, Vitrina pellucida u.a.

Kartierungshinweise:

Kriterium für die Zuordnung - artenreiche Bestände mit einem signifikanten Anteil an Wiesenstauden (z.B. Centaurea jacea); Graseinsaaten aus Alopecurus pratensis auf intensiv bewirtschafteten nicht zugehörig Ökologische Erfordernisse für einen günstigen Erhaltungszustand: Ungedüngte nährstoffreiche, mild-humose Standorte auf Mineralböden oder entwässerten Niedermoorböden, frisch bis mäßig trocken Kennzeichen und Indikatoren für die Verschlechterung des Erhaltungszustandes: Drastischer Artenrückgang, insbesondere bei Blütenpflanzen und Verbuschung mit Gehölzen (z.B. Erle - Alnus glutinosa, Weiden – Salix spec., Faulbaum - Frangula alnus, auch Robinie - Robinia pseudoacacia, Wald-Kiefer - Pinus sylvestris sowie weitere Laubhölzer). Entwicklung von Schilf-Landröhrichten (Phragmites australis) und von Hochstaudenfluren durch verstärkte Einwanderung von Filipendula ulmaria, Epilobium-Arten, Anthriscus sylvestris, Aegopodium podagraria und anderen Arten; verstärktes Aufkommen von Eutrophierungszeigern, (z.B. Urtica dioica) Gefährdungsfaktoren und Ursachen: Nutzungsaufgabe oder Änderung der traditionellen Nutzung (zweischürige Mahd) durch Intensivierung mit Umbruch, Düngung, der Umstellung auf Weidewirtschaft und der Pferchung von Weidevieh, weitere Absenkung des Grundwasserpegels auf Niedermoorböden; Verbuschung von Brachestadien durch natürliche Sukzession; Gehölzanpflanzungen bzw. Aufforstungen

Grundsätze für Erhaltungs- und Entwicklungsmaßnahmen:

Erhaltung der Vegetation durch Fortsetzung der traditionellen Nutzung als dauerhaft zweischürige Mähwiese, Anpassung der Nutzung an jeweilige Standortbedingungen ohne oder mit geringer Düngung (Stickstoff), erster Schnitt nach 15.VI. des Jahres; ggf. extensive Nachbeweidung kurzfristige möglich; nach Maßgabe Gehölzbeseitigung durch Entbuschung Monitoring: Vegetation und Fauna, Nutzungen und Nutzungsintensität in ihrer Verträglichkeit am konkreten Standort mit örtlich sehr unterschiedlichen Bedingungen; Effizienzkontrolle von Managementmaßnahmen

Anhang

Tabelle A-8: Entwurf für die Bewertung des Erhaltungszustandes der Brenndolden-Auenwiesen

(LUA 2004 Abt. Ö2)

6440 Brenndolden-Auenwiesen (Cnidion dubii)

A – hervorragend B – gut C – mittel bis schlecht Vollständigkeit der

lebensraumtypischen

Habitatstrukturen Biotoptypen: 05104 wechselfeuchtes Auengrünland (GFA) pp 051042 wechselfeuchtes Auengrünland, kraut- und/oder seggenreich (GFAK) pp 05131 Grünlandbrachen feuchter Standorte (GAF) pp 051316 von sonstigen Süßgräsern dominiert (GAFG) pp 051319 sonstige Grünlandbrachen feuchter Standorte (GAFX) pp 05134 Grünlandbrachen, wiedervernässt (GAN) pp

Charakteristische Vegetationstypen: Deschampsion cespitosae pp Sanguisorbo officinalis-Silaetum silai v Ranunculo auricomi-Deschampsietum cespitosae v Cnidio dubii-Deschampsietum caespitosae v

Standortangepasste Nutzung, mind. regelmäßig überflutet oder mit Drängewassereinfluß, Auenstrukturen vorhanden (temporäre Wasserstellen, Rinnen u. ä.)

Gelegentliche Überflutung; verarmt an typischen Strukturen

Verbrachung, Streuschicht aus den Vorjahren vorhanden; keine typischen Auenstrukturen; Übergang zu Intensivgrünland

A – vorhanden B – weitgehend vorhanden C – in Teilen vorhanden Vollständigkeit des

lebensraumtypischen

Arteninventar Charakteristische Pflanzenarten: *Achillea salicifolia, *Allium angulosum, *Cnidium dubium, Deschampsia caespitosa, Galium boreale, *Gratiola officinalis, *Inula britannica, Iris sibirica, Lathyrus palustris, Ranunculus auricomus agg., Sanguisorba officinalis, Serratula tinctoria, *Scutellaria hastifolia, Senecio aquaticus, Silaum silaus, *Thalictrum lucidum, *Th. flavum, *Pseudolysimachium longifolium, *Viola stagnina sowie weiteren typischen Arten der Feuchtwiesen (* = Stromtalarten)

Lebensraumtypische Arten ≥ 6 (artenreiche Wiesen

Lebensraumtypische Arten 5-3, mittlerer Artenreichtum (mit Arten des Wirtschaftsgrünlandes)

Lebensraumtypische Arten 2-1, artenärmer (zahlreiche Arten des Intensivgrünlandes oder Brachezeiger)

Vorkommen bestimmter Tierarten (stark gefährdet, von besonderer arealgeographischer Bedeutung, mit Indikatorfunktion für besondere Standortqualität) sind wertsteigernd.

Beeinträchtigungen A – gering B – mittel C – stark

- Eingriffe in die Überflutungsdynamik (z. B. durch Fließgewässerausbau, Stauhaltung, Maßnahmen zum Hoch-wasserschutz) - Grundwasserabsenkung (z. B. durch Gräben, Drainagen, Reliefnivellierungen) - Aufgabe oder Intensivierung der Grünlandnutzung (z. B. Vielschnittwiese, intensive Beweidung, Düngung, Umbruch, Ansaaten) - unangepasst Nutzungszeiten (z. B. Mahd zur Hauptblütezeit in VII/VIII) - Bepflanzung und Aufforstung - natürliche Sukzession mit aufkommender Verbuschung

Nicht erkennbar; Gehölze < 10% Nutzungszustand durch Brachfallen, unangepasste Nutzung oder Intensivierung beeinträchtigt; Standort durch Eingriff in Hydrologie verändert; Brache- oder Eutrophierungs-/ Ruderalisierungszeiger 5-10 %, Gehölzanteil 10-40 % u.ä.

LRT durch Intensivierung, unangepasste Nutzung oder Verbrachung (Zeiger > 10 % Deckung)nur noch frag-mentarisch, Standort durch Eingriff in die Hydrologie deutlich verändert; Gehölzanteil 40-70 % u.ä.

Anmerkung: Übergangsformen zu LRT 6410 und 6510 sind bei signifikanten Vorkommen von Stromtalarten eingeschlossen.

Anhang

Tabelle A-9: Entwurf für die Bewertung des Erhaltungszustandes der Mageren Flachland-Mähwiesen

(LUA 2004 Abt. Ö2)

6510 Magere Flachland-Mähwiesen (Alopecurus pratensis, Sanguisorba officinalis)

A – hervorragend B – gut C – mittel bis schlecht Vollständigkeit der

lebensraumtypischen

Habitatstrukturen Biotoptypen: 05110 Frischwiesen und Frischweiden (GM) pp 05112 Frischwiesen (GMF) pp 051121 artenreiche Ausprägung (GMFR) v 05131 Grünlandbrachen feuchter Standorte (GAF) pp 051316 von sonstigen Süßgräsern dominiert (GAFX) pp 05132 Grünlandbrachen frischer Standorte (GAM) pp 051321 artenreich (typische Grünlandarten) (GAMR) pp 07171 genutzt Streuobstwiesen (BSG) pp 07173 aufgelassene Streuobstwiesen (BSA) pp

Charakteristische Vegetationstypen: Arrhenatherion elatioris pp Dauco-Arrhenatheretum elatioris v Heracleo-Arrhenatheretum v Centaureo scabiosae-Arrhenatheretum v Chrysanthemo-Rumicetum thyrsiflori v Alopecurion pratensis v Alopecuretum pratensis v

Wiesennarbe gleichmäßig aus Ober-, Mittel- und Untergräsern aufgebaut, Gesamtdeckungsgrad der Kräuter: basenreich: > 40 % basenarm: > 30 %; natürliche Standort- und Strukturvielfalt, nahezu natürliches Relief

Obergräser zunehmend, Mittel- und Untergräser weiterhin stark vertreten, Gesamtdeckungsgrad der Kräuter: basenreich: 30-40 % basenarm: 15-30 %; leichte Verbrachungserscheinungen, mäßige Strukturvielfalt, Relief verändert

Durch Dominanz weniger Arten monoton bzw. faziell strukturiert; Gesamtdeckungsgrad der Kräuter: basenreich: < 30 % basenarm: < 15 % auch jüngere Brachen oder Struktur deutlich beeinträchtigt, Relief stark verändert

A – vorhanden B – weitgehend vorhanden C – in Teilen vorhanden Vollständigkeit des

lebensraumtypischen

Arteninventar Charakteristische Pflanzenarten: Achillea millefolium, Anthoxanthum odoratum*, Arrhenatherum elatius, Avenula pubescens*, Alopecurus pratensis, Campanula patula, Centaurea jacea, Crepis biennis, Daucus carota, Festuca prat., Festuca rubra, Galium album, Geranium pratense, Heracleum sphondylium, Holcus lanatus, Knautia arvensis, Lathyrus prat., Leucanthemum vulgare, Leontodon autumnalis, Leontodon hispidus*, Lotus corniculatus, Luzula campestris*, Pastinaca sativa, Phleum pratense, Pimpinella major, Pimpinella saxifraga*, Plantago lanceolata, Poa trivialis, Ranunculus bulbosus*, Ranunculus repens, Ranunculus acris, Rumex thyrsiflorus, Sanguisorba officinalis, Saxifraga granulata*, Silaum silaus, Stellaria graminea*, Tragopogon pratensis, Trifolium pratense, Veronica chamaedrys, Vicia cracca, Vicia sepium u.a.

*=Magerkeitszeiger

Lebensraumtypische Arten: ≥ 15, artenreiche Wiesen mit deutlichem Anteil an Magerkeitszeigern

Lebensraumtypische Arten: 8-14, mittlerer Artenreichtum mit vereinzelt auftretenden Magerkeitszeigern

Lebensraumtypische Arten: < 7, mäßig artenreiche Fragmentgesellschaft oder partiell durch Dominanz einzelner Arten gekennzeichnet, ohne Magerkeitszeiger

Vorkommen bestimmter Tierarten (stark gefährdet, von besonderer arealgeographischer Bedeutung, mit Indikator-funktion für besondere Standortqualität) sind wertsteigernd.

Beeinträchtigungen A – gering B – mittel C – stark

- Nutzungsaufgabe oder Änderung der traditionellen Nutzung (zweischürige Mahd) (z. B. durch Intensivierung mit Umbruch, Düngung, Umstellung auf Weidewirtschaft, Pferchung von Weidevieh, Einsaat ) - Absenkung des Grundwasserpegels auf Niedermoorböden - Verbuschung von Brachestadien - Gehölzanpflanzungen und Aufforstungen - fehlende Mahdgutbeseitigung

Gering bis keine Auftreten von gesellschafts-untypischen Artengruppen, z. B. Eutrophierungs-, Ruderal-, Brachezeiger und/oder Beweidungszeiger mit geringem Flächenanteil (5-10 %) u.ä.

Eutrophierungs-, Ruderal-, Brache- und/oder Beweidungszeiger in großen Flächenanteilen (10-30 %), Nachsaat, Nutzungsintensivierung u.ä.

Tabelle A-10: Einordnung des lebensraumtypischen Arteninventars des LRT Magere Flachland-Mähwiesen (LUA Ö2 2004) in das Indikatorensystem zur

Erfolgskontrolle der extensiv genutzten Grünlandflächen unter Vertragsnaturschutz bzw. Agrarumweltmaßnahmen in Brandenburg (LUA & LAGS 2001)

Indikatorenarten der Erfolgskontrolle für Vertragsnaturschutz und Agrarumweltmaßnahmen in Brandenburg (LUA & LAGS 2001)

keine Indikatoren nährstoffarme

Frischstandorte

nährstoffreiche

Frischstandorte

Aushagerungs-

zeiger

basen, kalkreiche,

nährstoffarme

Standorte

sehr nährstoffreiche

Feuchtstandorte/

Stickstoffzeiger

Wechselnässe,

Wechsel-

frischezeiger

sonstige

auffällige

Arten

Achillea millefolium,

Crepis biennis,

Festuca prat.,

Festuca rubra,

Geranium pratense,

Heracleum sphondylium,

Lathyrus prat.,

Leontodon hispidus*,

Leucanthemum vulgare,

Lotus corniculatus,

Pastinaca sativa,

Pimpinella major,

Plantago lanceolata,

Ranunculus acris,

Ranunculus bulbosus*

Rumex thyrsiflorus,

Sanguisorba officinalis,

Silaum silaus,

Stellaria graminea*, Veronica chamaedrys,

Vicia cracca,

Vicia sepium

Campanula patula,

Centaurea jacea,

Daucus carota,

Galium album,

Knautia arvensis,

Leontodon autumnalis,

Luzula campestris*,

Saxifraga granulata*

Arrhenatherum elatius,

Phleum pratense,

Tragopogon pratensis,

Trifolium pratense

Anthoxanthum odoratum*

Avenula pubescens*

Pimpinella saxifraga*

Poa trivialis Alopecurus pratensis,

Ranunculus repens

Holcus lanatus

*= als Magerkeitszeiger, also besonders indikative Arten im Rahmen des FFH-Monitorings für Magere Flachland-Mähwiesen ausgewiesen

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die vorliegende arbeit wurde am 26.08.2004 von der agrar-...

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