5. Gesellschaftliche Bewertung der Landnutzungsstrategien

Die hier bewerteten bereitstellenden Ökosystemleistungen sind vor allem Produkte der land- und forstwirtschaftlichen Betriebe, wie Weizen, Energiemais oder Holz. Da diese auf Märkten gehandelt werden, können die Kosten und Nutzen, die durch veränderte Landnutzung entstehen, mit Konsumenten- und Produzentenrenten abgebildet werden. Die Konsumentenrente ist die Differenz zwischen Zahlungsbereitschaft der Konsumenten (oder Nachfrager) und dem Marktpreis (p’), die Produzentenrente die Differenz zwischen Produktionskosten und Marktpreis, jeweils aggregiert über die produzierte Menge.

Führt beispielsweise eine Maßnahme zu einer Erhöhung der Produktionskosten, verschiebt sich die Angebotskurve nach oben – ein neues Gleichgewicht mit einem höheren Preis und einer geringeren Produktionsmenge entsteht (bei Produktionsmenge x’ und Marktpreis p’). Entsprechend ändern sich die Konsumenten- und Produzentenrenten. Die Differenz zwischen Konsumenten- und Produzentenrenten vor und nach der Maßnahme stellt dann die gesellschaftlichen Kosten (bzw. den Nutzenverlust) einer Maßnahme in der Dimension dieser bereitstellenden Ökosystemleistung (z. B. Einbuße an produzierter Maismenge) dar.

Die Berechnung von Konsumenten- und Produzentenrenten setzt voraus, dass die Nachfrage- und Angebotskurven bekannt sind. In vielen Fällen kann man diese jedoch nicht genau bestimmen. In dieser Analyse werden daher die Angebotskurven über die im regionalisierten Agrarsektormodell RAUMIS verwendeten Grenzkostenfunktionen (Abschn. 4.​2.​2.​2,  4.​5) approximiert, aus denen im Zusammenspiel mit dem Preisvektor die Nettowertschöpfung abgeleitet wird. Da die analysierten Politikmaßnahmen vor allem die Angebotsseite beeinflussen, nehmen wir die Nachfragefunktion jeweils als konstant an.

Abb. 5.2 zeichnet ein – allerdings stark vereinfachtes – Bild des Marktes für Mais. Tatsächlich sind die Agrarmärkte international, und eine Änderung der inländischen Angebotsfunktion hat eine nur sehr geringe Auswirkung auf den für die Abnehmer wirksamen Marktpreis, da die inländisch ausfallende Angebotsmenge durch Importe aus dem Ausland substituiert werden kann. Daher geht in einem solchen Fall nur die Produzentenrente zurück, während die Konsumentenrente nahezu konstant bleibt.

Aus diesem Grund können die Wohlfahrtswirkungen der landwirtschaftbezogenen Maßnahmen mit den jeweiligen Differenzen der Produzentenrenten approximiert werden, die der mit dem RAUMIS-Modell ermittelten Differenz der landwirtschaftlichen Nettowertschöpfung entspricht. So ergeben sich beispielsweise bei der Modellierung von Maßnahmen der Strategie „Klimaschutz“ Kosten in der landwirtschaftlichen Produktion (wie in Kap. 4 umrissen) in Form von Einbußen landwirtschaftlicher Nettowertschöpfung von über 1,7 Mrd. €/Jahr. Um gesamtgesellschaftlich wohlfahrtssteigernd zu wirken, müsste eine solche Strategie also in einem anderen Bereich der Ökosystemleistungen (beispielsweise durch verbesserte Klimaregulation oder verringerte Nährstoffausträge) gesellschaftliche Nutzen erzeugen, die mit über 1,7 Mrd. €/Jahr zu bewerten sind. Dies wird in den folgenden Schritten untersucht.

Regulierende Ökosystemleistungen – wie die Regulierung von Nährstoffflüssen, THG-Emissionen oder der Wasserrückhalt im Boden – können durch verschiedene kostenbasierte Methoden ökonomisch bewertet werden, die im Folgenden kurz vorgestellt werden.

Reguliert beispielsweise eine natürliche Auenlandschaft durch die Bereitstellung von Überflutungsflächen den Wasserstand eines Flusses im Hochwasserfall, kann diese Ökosystemleistung durch die vermiedenen Schäden der Flussanlieger flussabwärts monetär bewertet werden (Schadenskostenansatz).

Wird durch eine Extensivierung der landwirtschaftlichen Bewirtschaftung weniger Stickstoff in Grundwasser und Oberflächengewässer ausgetragen, kann dies mit den an anderer Stelle eingesparten Kosten zum Erreichen des guten chemischen Gewässerzustandes bewertet werden (Vermeidungskostenansatz). Vermeidungskosten können als Näherungswert für die gesellschaftliche Zahlungsbereitschaft für die Reduzierung von Beeinträchtigungen von Ökosystemleistungen betrachtet werden. Dabei wird davon ausgegangen, dass der politische Prozess individuelle Präferenzen soweit adäquat abbildet und in umweltpolitische Rahmensetzungen übersetzt, dass die damit verbundenen Kosten von einer deutlichen Mehrheit als angemessen empfunden werden (Schroeder 2010; Oates und Portney 2003; Aidt 1998). Der Vermeidungskostenansatz erfasst also diejenigen Kosten, die an anderer Stelle entstehen, um einen durch die Beeinträchtigung einer Ökosystemdienstleistung entstandenen negativen Effekt (z. B. Eutrophierung, Treibhauswirkung) wieder aufzuwiegen.

Beim Ersatzkostenansatz dagegen wird nach einem unmittelbaren Ersatz der Ökosystemleistung selber gesucht. Wird beispielsweise die Wasserrückhaltefunktion einer Flussaue durch den Bau eines Deiches eingeschränkt, kann zum Ausgleich ein Polder oder ein Hochwasserrückhaltebecken angelegt werden, der eine äquivalente Funktion erfüllt und die ursprüngliche, natürliche Ökosystemleistung der Aue ersetzt. Das von einer versiegelten Fläche abgeleitete Regenwasser kann auf einer angrenzenden Fläche mit Hilfe einer Mulde oder eines Schachtes gezielt versickern, wodurch versucht wird, die ursprüngliche natürliche Versickerungsleistung beispielsweise einer Wiese durch eine über technische Infrastrukturen vermittelte Versickerung zu ersetzen. Ein Vorteil des Ansatzes besteht darin, dass Marktpreise des Substitutes für die Bewertung verwendet werden können (Bräuer und Marggraf 2004). Ein kritischer Punkt dieser Methode liegt in der Frage, inwiefern eine bestimmte Ökosystemleistung durch das betreffende Ersatzgut tatsächlich vollständig zu substituieren ist, d. h., ob der Nutzen annähernd derselbe bleibt – denn der Gesamtwert einer Wiese oder einer Flussaue liegt nicht allein in der Versickerungs- oder Wasserrückhaltewirkung, sondern beispielsweise auch in der Bewahrung der biologischen Vielfalt und in der Bereitstellung von Erholungsleistungen.

Bei der monetären Bewertung der näher untersuchten regulierenden Ökosystemleistungen „Regulation von Kohlendioxid und anderen Treibhausgasen“ sowie „Regulation des Stickstoffkreislaufs“ wird hier der Vermeidungskostenansatz verwendet. Diese Auswahl wurde getroffen, um eine größtmögliche methodische Kohärenz der in den drei untersuchten Ökosystemleistungskategorien ermittelten monetären Werte zu erreichen.

Kulturelle Ökosystemleistungen sind im Allgemeinen keine Güter, die auf Märkten gehandelt werden. Deshalb haben sie keinen Preis, der für ihre Bewertung herangezogen werden könnte. Daher werden zur Bewertung von kulturellen Ökosystemleistungen mit Hilfe von Befragungen offenbarte bzw. geäußerte Präferenzen erhoben. Offenbarte Präferenzen werden u. a. über Marktpreise und Reisekosten erfasst. Geäußerte Präferenzen werden zum Beispiel durch Kontingente Bewertungen sowie Auswahlexperimente („Choice-Experimente“) erhoben, in denen eine repräsentativ ausgewählte Stichprobengruppe anhand von strukturierten Interviews befragt wird. Daraus werden Zahlungsbereitschaften (ZB) abgeleitet.

Choice-Experimente sind eine mittlerweile etablierte Methode zur Bewertung von Landschafts- und Landnutzungsänderungen (van Zanten et al. 2014). Die Methode eignet sich vor allem, weil einzelne Ökosystemleistungen individuell bewertet werden können. So kann beispielsweise eine individuelle Zahlungsbereitschaft für einen höheren Waldanteil an der Landschaft einer Zahlungsbereitschaft für einen geringeren Maisanteil gegenübergestellt werden. Weiterhin erlaubt die Methode, aggregierte Zahlungsbereitschaften für Maßnahmenbündel zu berechnen, die sich auf mehrere Ökosystemleistungen gleichzeitig auswirken.

Choice-Experimente sind meist in einen größeren Fragebogen eingebettet, in dem z. B. auch soziodemographische Merkmale abgefragt werden, die später zur Auswertung des Choice-Experiments herangezogen werden können. Beispielsweise kann dadurch die Auswertung auf eine bestimmte Altersgruppe oder auf eine bestimmte Befragungsregion fokussiert werden. Im Choice-Experiment entscheiden sich die Befragten wiederholt zwischen verschiedenen Landnutzungsszenarien. Die Szenarien werden durch verschiedene Merkmale oder Attribute, die die Landnutzung beschreiben, dargestellt und unterscheiden sich in den Ausprägungen der Merkmale. Nimmt man ein Preismerkmal hinzu, kann man aus dem Abwägungsverhältnis zwischen einer zusätzlichen Einheit des Landschaftsmerkmals und einer zusätzlichen Preiseinheit Zahlungsbereitschaften berechnen. Bei einer Verbesserung eines Merkmals um eine Einheit ist der Befragte bereit, einen bestimmten Eurobetrag zu zahlen, ohne dass er besser oder schlechter gestellt wird – das Nutzenniveau bleibt konstant. Die einzelnen Befragten bekommen in der Regel zwischen vier und zwölf solcher Entscheidungssituationen vorgelegt, um eine hohe Anzahl an Beobachtungen zu erzielen. Die Zusammenstellung der Merkmalsausprägungen im Choice-Experiment basiert auf einem experimentellen Design. Ein gutes experimentelles Design lässt eine unabhängige Schätzung des Einflusses einzelner Merkmale auf die Entscheidung zu.

Mit Regressionsverfahren, insbesondere statistischen Antwortmodellen, können die Ergebnisse der Bevölkerungsbefragung ausgewertet werden. In der Literatur wird häufig das multinominale Logit-Model genutzt. Dieses geht davon aus, dass die Präferenzen der Befragten stets homogen sind. Um realitätsnähere heterogene Präferenzen zu berücksichtigen, wurden in den letzten 20 Jahren Erweiterungen des Logit-Models entwickelt.

Die alternativen Strategien für eine nachhaltige Landnutzung mit den unterschiedlichen Fokussierungen auf Klimaschutz, Erzeugung von Biomasse und Umwelt- und Naturschutz haben Auswirkungen auf die durch die Landwirtschaft bereitstellbaren Mengen an Nahrungsmitteln und Biomasse. Die nachfolgend dargestellten Auswirkungen der unterschiedlichen Rahmensetzungen auf diese bereitstellenden Ökosystemleistungen sind mit Hilfe des RAUMIS-Modells abgebildet worden (vgl. Kap. 4). Alle drei untersuchten Strategien bewirken eine Reduzierung der Produktion von Nahrungsmitteln und einen Zuwachs an Biomasseproduktion jeweils unterschiedlicher Biomassearten (je nach Strategie Holz, Paludikulturen, Energiemais, alternative Energiepflanzen oder Grünland).

Für die ökonomische Bewertung dieser Produktionswirkungen stellt RAUMIS die regionale „Nettowertschöpfung zu Faktorkosten“ als Sektoreinkommen bereit. Die Differenzen zwischen der landwirtschaftlichen Nettowertschöpfung bei Umsetzung der jeweiligen Strategie und der Nettowertschöpfung in der Referenzprojektion 2030 werden hier als gesellschaftliche Kosten der jeweiligen Strategien interpretiert und in Tab. 5.5 in die erweiterte ökonomische Gesamtbewertung der Strategien einbezogen.

Zu beachten ist dabei, dass es sich hierbei um eine Bewertung aus gesellschaftlicher Perspektive handelt. Aus betrieblicher Perspektive sind noch die Transferzahlungen zu berücksichtigen, die entsprechend der Ausgestaltung der Szenarien vorgesehen sind – wie beispielsweise Prämien für die Mitigationsleistungen. Dadurch fällt die ökonomische Bewertung aus gesellschaftlicher und aus betrieblicher Perspektive auseinander. Insbesondere die Bioenergiestrategie ist unter Einschluss der Mitigationsprämien aus sektoraler Sicht (betriebswirtschaftlich) sehr vorteilhaft.

Aus volkswirtschaftlicher Sicht ergeben sich bei konventioneller ökonomischer Bewertung für alle drei Strategien auf der Betrachtungsdimension der bereitstellenden Leistungen negative Effekte – diese sind bei der Bioenergiestrategie am geringsten (−141 Mio. € gegenüber −1,4 Mrd. € bei der Natur- und Umweltschutzstrategie und −1,7 Mrd. €/Jahr bei der Klimaschutzstrategie). Für die erweiterte ökonomische Gesamtbewertung der Strategien müssen jedoch neben diesen ökonomischen Effekten im engeren Sinne auch die Effekte auf die regulierenden und kulturellen Ökosystemleistungen einbezogen werden (vgl. dazu die nachfolgenden Abschnitte und Tab. 5.5).

Zur Erhebung der Kosten der Vermeidung von Stickstoff- und THG-Emissionen wurde eine umfangreiche Recherche durchgeführt, in deren Zuge vorliegende wissenschaftliche Studien, Veröffentlichungen von Verbänden und Umweltbehörden sowie technische Planungsdaten mit Kostenansätzen ausgewertet wurden. Auf dieser Grundlage wurden Spannbreiten für die jeweiligen Vermeidungskosten ermittelt, die (vgl. Abschn. 5.1.4) in die monetäre Gesamtbewertung der unterschiedlichen Landnutzungsstrategien einbezogen werden.

Klimaschutz ist der Bevölkerung sehr wichtig. Nach einer aktuellen repräsentativen Umfrage des Emnid Instituts (AEE 2015) befürworten 93 % der deutschen Bevölkerung den weiteren Ausbau erneuerbarer Energien – und dies, obwohl sie aktuell bereits erhebliche Kosten der Förderung dieses Technologiewechsels tragen. 82 € pro vermiedene Tonne CO₂ (insgesamt 7,6 Mrd. €) wurden im Jahr 2009 über das Erneuerbare-Energien-Gesetz auf die privaten Haushalte umgelegt¹ – ein Betrag, der in den Folgejahren noch weiter gestiegen ist. Die Ergebnisse der Emnid-Umfrage aus dem Jahr 2015 legen den Schluss nahe, dass die Obergrenze der Zahlungsbereitschaft zur Vermeidung THG-Emissionen trotzdem noch nicht erreicht ist.

Eine Metastudie im Auftrag des Umweltbundesamtes (2012) wertete eine Vielzahl von Studien zur Abbildung der Kosten des Klimawandels und der Vermeidung von Treibhausgasen aus und erstellte eine Übersicht zu den Spannbreiten der Kostenwerte. Dabei ergaben sich aktuelle Kosten zwischen 40 und 120 €/t CO₂, mittelfristig (2030) zwischen 70 und 215 € und längerfristig (2050) zwischen 130 und 390 €/t CO₂ (vgl. Schwermer et al. 2012). Wille et al. (2012) ermittelten für 2010 durchschnittliche Vermeidungskosten von 77 €/t (mit einer Spannbreite von 44 bis 135 €). Vor dem Hintergrund dieser Studien zu Schadens- und Vermeidungskosten und der Maßgabe, eine vorsichtige Schätzung vorzunehmen, empfahl das Umweltbundesamt, den Wert von 80 €/t CO₂ als „Best-Practice-Kostensatz“ zu verwenden (vgl. Umweltbundesamt 2012, S. 5). Dieser Empfehlung sind wir in den in Abschn. 5.1.4 vorgenommenen Berechnungen der Kosten und Nutzen der untersuchten Landnutzungsstrategien für den mittleren Bewertungsansatz gefolgt. Als Mindestwert zur monetären Bewertung wird der Durchschnittswert des Preises für CO₂-Zertifikate auf dem europäischen Emissionshandelsmarkt in den Jahren 2010 bis 2015 (8 € pro Tonne CO₂) und als Obergrenze der vom Umweltbundesamt (2012, S. 5) empfohlene Wert von 120 € pro Tonne CO₂ angesetzt.²

Bei der Bewertung der Strategien sind neben den direkten Klimaeffekten (z. B. Kohlenstofffestlegung durch Wiedervernässung von Mooren oder durch C-Speicherung in Holzbiomasse bei Aufforstung) auch die indirekten Effekte zu berücksichtigen, die durch die Umsetzung der jeweiligen Strategien ausgelöst werden. So führen Aufforstungsmaßnahmen, die Ausweitung des Anbaus von Energiepflanzen oder Flächenstilllegungen zu einer Reduktion der für den Anbau von Nahrungsmitteln zur Verfügung stehenden Agrarflächen in Deutschland. Bleibt die Nachfrage nach Nahrungsmitteln derweil gleich, müssen mehr Nahrungsmittel importiert werden und führen zu einer Ausweitung der Flächennutzung durch die Landwirtschaft in anderen Ländern, die Nahrungsmittel nach Deutschland exportieren. Die Klimaeffekte dieser indirekten Landnutzungsänderungen müssen bei ganzheitlicher Betrachtung in die Bewertung der Strategien einbezogen werden.

Ein weiterer indirekter Effekt entsteht bei einer Reduzierung des Einsatzes von Mineraldünger: Neben dem direkten Effekt, dass von den gedüngten Flächen weniger Treibhausgase emittiert werden, gehen die Treibhaus-Emissionen indirekt noch weiter zurück, weil damit zugleich ein Teil der energie- und treibhausgasemissionsintensiven Produktion von Düngemitteln zurückgeht.

In der ökonomischen Gesamtbewertung der Strategien (vgl. Abschn. 5.1.2.4 und Tab. 5.3) werden diese indirekten Effekte einbezogen.

Neben dem Klimaschutz betreibt die Gesellschaft in Deutschland gegenwärtig außerdem einen erheblichen Aufwand, um den ökologischen Zustand der Oberflächengewässer zu verbessern. In 9632 kommunalen Kläranlagen wurden im Jahr 2014 insgesamt gut 8,4 Mrd. m³ Abwasser gereinigt und dabei mehr als 350.000 t Stickstoff eliminiert (vgl. dazu Grünebaum et al. 2006; DWA 2015).³ In einer repräsentativen Umfrage antworteten 61 % der Wassernutzer in Deutschland, der Wasserpreis solle die Umweltauswirkungen des Wassergebrauchs reflektieren (European Commission, Directorate-General for Environment, Flash Eurobarometer 344, „Attitudes of Europeans towards water – related issues“, Mai 2012. Zitiert nach BDEW 2015, S. 129). Dies deutet darauf hin, dass die gegenwärtigen Bemühungen zur Vermeidung von Stickstoffeinträgen in die Gewässer die Präferenzen der Bevölkerung im Hinblick auf den Gewässerschutz zumindest annähernd widerspiegeln. In einer älteren Studie gibt Gren (1995) eine Grenzkostenspannbreite von 3,9 bis 35,1 €/kg N an. Da diese Werte inzwischen über zwanzig Jahre zurückliegen, ist davon auszugehen, dass aufgrund der unterdessen vorgenommenen Investitionen in den Ausbau von Reinigungsstufen der untere Rand dieser Spannbreite nicht mehr realisierbar ist und die aktuell relevanten Grenzkosten daher höher liegen. Darauf deutet auch eine jüngere Studie von Siewert (2010) hin, die für einen weiteren Ausbau der Kläranlagen im deutschen Teil des Oder-Einzugsgebietes Grenzkosten zwischen 15 und 430 €/kg N (Median bei 142 €) berechnet. Und Mutz et al. (2013) beziffern die Kosten der Vermeidung durch die weitere Aufrüstung von Kläranlagen auf Werte zwischen 3 und 50 €/kg zusätzlich eliminierten Stickstoffs.

Da zahlreiche Kommunen trotz dieser z. T. hohen Kosten in die weitere Aufrüstung der Kläranlagentechnik investieren und dies über die Abwassergebühren refinanzieren, könnte auch der obere Bereich dieser Grenzkosten der Vermeidung als Obergrenze der gesellschaftlichen Zahlungsbereitschaft in die Bewertung einbezogen werden. Theoretisch könnte die tatsächliche Zahlungsbereitschaft der Gesellschaft sogar noch höher liegen – in dem Fall nämlich, in dem der durch die 4. Reinigungsstufe erreichte Reinigungsgrad den ökologischen Zielsetzungen der Bevölkerung noch immer nicht genügt.

Zu Validierung dieses Bewertungsansatzes können zum Vergleich Zahlungsbereitschaftsstudien herangezogen werden, die eine repräsentative Stichprobe von Befragten direkt nach ihrer Zahlungsbereitschaft für eine Verbesserung der Gewässerqualität gefragt haben. Meyerhoff et al. (2014) ermitteln verlässlich positive Nutzen-Kosten-Verhältnisse für Maßnahmen zur Verbesserung der Gewässerqualität, deren Vermeidungskosten bei 13 bis 15 €/kg N liegen. Ab Werten von über 20 €/kg N steht es je nach Annahme zu den Unsicherheiten in Frage, ob das Nutzen-Kosten-Verhältnisse noch positiv ausfällt.

Im Sinne eines konservativen Bewertungsansatzes, der eine Überbewertung vermeiden möchte, werden zur Bewertung der Stickstoff-Emissionsdifferenzen der verschiedenen Strategien (vgl. Abschn. 5.1.4) die aktuell realisierten Durchschnittskosten der Vermeidung verwendet (6,30 €/kg N), die von den Bürgerinnen und Bürgern akzeptiert sind und über die Abwassergebühren getragen werden. Als Spannbreite der alternativ möglichen Werte wird für die Sensitivitätsanalyse der untere Wert (3 €/kg N) aus der Studie von Mutz et al. (2013) und der obere Wert aus der Studie von Meyerhoff et al. (2014) verwendet, der gerade noch ein positives Nutzen-Kosten-Verhältnis garantiert (15 €/kg N).

Der hier gewählte Ansatz bewegt sich also in einem von den benannten Studien bestätigten Rahmen und kann damit als empirisch gut abgesichert betrachtet werden. Insbesondere kann damit auch mit großer Sicherheit ausgeschlossen werden, dass es sich bei dem für die Gesamtbewertung in Abschn. 5.1.2.4 verwendeten Referenzwert von 6,30 €/kg N um eine Überschätzung der gesellschaftlichen Zahlungsbereitschaft zur Verminderung von Stickstoffeinträgen in die Oberflächengewässer, sondern eher um eine Untergrenze handelt. Die Randwerte der hier herausgearbeiteten Spannbreite werden in Abschn. 5.1.2.4 jedoch zur Einordnung ergänzend berechnet.

Änderungen der kulturellen Ökosystemleistungen werden mit Hilfe von Wohlfahrtsänderungen, die aus dem landwirtschaftlichen Teil des Choice-Experiments berechnet wurden, bewertet. In einem ersten Schritt wird die funktionale Form der Nutzenfunktion spezifiziert. Die einfachste Spezifikation ist eine lineare Form, d. h., eine Erhöhung eines Attributes um eine Einheit erbringt immer denselben Nutzenzuwachs, unabhängig von der Ausgangssituation. Da von einem linearen Zusammenhang nicht ausgegangen werden kann, ist eine nichtlineare Spezifikation erforderlich. Eine Möglichkeit, nichtlineare Effekte in die Nutzenfunktion zu integrieren, ist die Erstellung von Dummy-Variablen. Dabei wird für jede Ausprägung eines Attributes eine neue Variable erstellt, die den Wert 1 annimmt, wenn die Ausprägung gegeben ist, und sonst null ist. Das ermöglicht, den Einfluss jeder Ausprägung auf den Nutzen separat zu schätzen. Der Vorteil bei dieser Spezifikation liegt vor allem darin, keine weiteren Annahmen über die funktionale Form treffen zu müssen. Allerdings ist es dann nicht möglich, konkrete Aussagen über den Effekt von Ausprägungen zu treffen, die nicht im Choice-Experiment integriert wurden. Falls das notwendig ist, muss auf parametrische Funktionen zurückgriffen werden. Für die Modellierung der landwirtschaftlichen Landnutzung ist die parametrische Darstellung der Nichtlinearität erforderlich, da die in Kap. 4 erarbeiteten Strategien nicht durchgehend den im Choice-Experiment angebotenen Ausprägungen entsprechen. Daher wurden für Attribute, deren Ausprägungen ein prozentuales Maß darstellen (Maisanteil an der Ackerfläche, Grünlandanteil an der landwirtschaftlich genutzten Fläche, Waldanteil an der Gesamtfläche), eine quadratische Nutzenfunktion unterstellt, sodass der Nutzen bei steigendem Flächenanteil des jeweiligen Attributes bis zu einem optimalen Wert steigt, und nach Erreichen dieses Schwellenwertes wieder abnimmt. Beispielsweise ist bei einem geringen Grünlandanteil eine Erhöhung nutzensteigernd, bei einem sehr hohen Grünlandanteil allerdings nutzenmindernd. Die übrigen zwei Attribute – Größe von Wald- und Feldstücken und Vogelindikator – wurden Dummy-kodiert. Dabei wurde der Status quo als Referenzsituation genommen, sodass die Werte mit positivem Vorzeichen den Eurobetrag darstellen, den der Befragte durchschnittlich bereit ist, für die Veränderung zu zahlen, ausgehend von seiner heutigen Situation. Beispielsweise wäre ein Befragter bereit, durchschnittlich 22 € zu zahlen, wenn der Vogelindikator in seinem Wohnumkreis auf 85 Punkte erhöht wird, und 53 € für eine Erhöhung auf 105 Punkte. Ein negatives Vorzeichen der Zahlungsbereitschaft entspricht dem Betrag, den der Befragte zahlen würde, um von einer hypothetischen Verschlechterung zurück in den Status quo zu wechseln. Beispielsweise liegt die Zahlungsbereitschaft für eine Verdopplung der derzeitigen Feldflächengrößen bei minus 30 €. Würde man also die Größe der Wald- und Feldflächen verdoppeln, würde er 30 € zu zahlen bereit sein, um wieder in seinen Ausgangszustand zu gelangen. Bei den Attributen „Waldanteil“, „Maisanteil“ und „Grünlandanteil“ können die marginalen Zahlungsbereitschaften bei deutlich höheren oder niedrigeren Status quo-Anteilen unterschiedlich sein. Die marginale Zahlungsbereitschaft für 10 % mehr Waldanteil liegt bei einem Status quo-Waldanteil von unter 5 % zwischen 90 und 100 €, bei einem Waldanteil von 80 % dagegen bei nahezu null.

Für eine Halbierung sowie für eine Verdopplung der durchschnittlichen Größe von Feldern und Waldstücken bestehen negative Zahlungsbereitschaften von 34 bzw. 30 €. Im Durchschnitt möchten Befragte bei diesem Attribut lieber keine Veränderung des heutigen Zustandes.

Eine Erhöhung der Biodiversität, gemessen mit Hilfe des Vogelindikators bezogen auf landwirtschaftliche Flächen, wird als positiv wahrgenommen. Der aktuelle deutschlandweite Wert liegt bei 65 Punkten. Eine Erhöhung auf 85 Punkte ist den Befragten im Durchschnitt 22 € wert, eine Erhöhung auf 105 Punkte 53 €. Die Zahlungsbereitschaft für eine Erhöhung des Maisanteils hängt vom Status quo ab. In unserem Sample haben die Befragten im Durchschnitt einen Maisanteil von 15 %. An dieser Stelle besteht eine geringe Zahlungsbereitschaft für eine Erhöhung des Maisanteils (Abb. 5.4). Bei ca. 20 % liegt der optimale Maisanteil – hier liegt die Zahlungsbereitschaft für eine Erhöhung bei null. Bei Anteilen oberhalb des Optimums besteht eine Zahlungsbereitschaft für eine Verringerung. Je höher der Status quo-Maisanteil des Befragten, desto höher ist seine Zahlungsbereitschaft für eine 10-%ige Verringerung. Bei 50 % Maisanteil wird eine 10-%ige Verringerung mit unter 20 € bewertet, bei 80 % sind es knapp 40 €.

Eine Erhöhung des Anteils von Wiesen und Weiden auf landwirtschaftlich genutzten Flächen wird überwiegend in Regionen mit geringem Grünlandanteil positiv bewertet. Der heutige Wert liegt in der Umgebung der Befragten bei 17 % und damit deutlich unter dem bundesdeutschen Durchschnitt von von 28 % (Statistisches Bundesamt). Eine Erhöhung des Grünlandanteils wird an dieser Stelle als positiv wahrgenommen, was sich in einer positiven Zahlungsbereitschaft von 14 € pro 10 % mehr Grünland ausdrückt. Wie in Abb. 5.4 ersichtlich, ändert sich das Vorzeichen der marginalen Zahlungsbereitschaft jedoch bei ca. 22 %. Eine Erhöhung auf über 30 % ist von den Befragten offenbar nicht gewollt. Tab. 5.2 gibt die durchschnittlichen Zahlungsbereitschaften für die Attribute wieder und Abb. 5.4 zeigt die marginale Zahlungsbereitschaft für Waldanteil, Maisanteil und Grünlandanteil in Abhängigkeit zum Status quo-Anteil grafisch.

Zusammengenommen deuten die Ergebnisse darauf hin, dass Landnutzungsänderungen – v. a. solche, die den Waldanteil und die Biodiversität erhöhen – zusätzlichen Nutzen in nicht zu vernachlässigender Höhe generieren könnten, während Landnutzungsänderungen, die den Waldanteil reduzieren und den Maisanteil erhöhen, Nutzeneinbußen verursachen, die den zusätzlichen landwirtschaftlichen Erträgen gegenüberstehen. In Abschn. 5.1.2.4 werden die Nutzen- und Kostenänderungen der kulturellen Ökosystemleistungen für die in Kap. 4 entwickelten Strategien berechnet und den Kosten- und Nutzenänderungen der bereitstellenden und regulierenden Ökosystemleistungen gegenübergestellt.

Nachfolgend werden die Gesamtkosten und -nutzen der drei landwirtschaftlichen Strategien berechnet, die in Tab. 5.3 im Hinblick auf die Ausprägungen der jeweiligen Attribute für die landwirtschaftlichen Landnutzungen wiedergegeben sind. Eine analoge Berechnung der waldbezogenen Strategien findet sich in Abschn. 5.1.3.3.

Tab. 5.3 zeigt die aggregierten Bewertungsergebnisse in Bezug auf die untersuchten landwirtschaftlichen Strategien. Zur Bewertung der bereitstellenden Ökosystemleistungen wurden die Ergebnisse der agrarökonomischen Analysen aus Kap. 4, und zur Bewertung der regulierenden Ökosystemleistungen Ergebnisse aus Abschn. 5.1.2.2 genutzt. Zur Bewertung der kulturellen Ökosystemleistungen wurde die sogenannte „Kompensierende Variation“ berechnet. Das ist ein Wohlfahrtsmaß, welches für die jeweilige Strategie die notwendige monetäre Kompensation (z. B. als pauschal ausgezahlte Subvention oder erhobene Steuerzahlung) beschreibt, die notwendig ist, damit die Person weder besser noch schlechter gestellt wird als ohne die gewählte Strategie (Hanley und Barbier 2009, S. 16 ff.).

Hieraus ergibt sich für die auf größtmöglichen Klimaschutz orientierte Strategie im Bereich Landwirtschaft eine über die volljährige Bevölkerung in Deutschland aggregierte Zahlungsbereitschaft von 4 Mrd. €/Jahr. Dabei schlägt vor allem die hohe Wertschätzung einer Erhöhung des Waldanteils und die deutliche Reduzierung der durch die Landwirtschaft verursachten direkten und indirekten THG-Emissionen positiv zu Buche und vermag die betrieblichen Verluste durch Ertragseinbußen und Verringerung der landwirtschaftlich zu nutzenden Fläche mehr als zu kompensieren.

Die auf die Erzeugung von Biomasse zur energetischen Verwertung orientierte Strategie trifft auf eine geringere Zahlungsbereitschaft (0,4 Mrd. €). Auch hier kommt ein starker Klimaschutzeffekt zustande, doch die negativen Effekte durch höhere Nährstoffausträge ins Grundwasser und die Ablehnung von mehr Mais im Landschaftsbild durch die Bevölkerung ab einem Maisanteil von 20 % führen zu einem insgesamt nur leicht positiven Gesamtnutzen dieser Strategie. Dies gilt allerdings nur unter der Annahme, dass durch eine weitere Zunahme des Maisanteils die Biodiversität auf den landwirtschaftlichen Flächen nicht noch weiter beeinträchtigt wird. Sollte der Vogelindikator sich durch eine Zunahme von Maisflächen dagegen weiter verschlechtern, würde die Strategie „Bioenergie“ in eine eindeutig negative Gesamtbewertung abrutschen.

Ebenfalls sehr positiv bewerteten die Bürger die umwelt- und naturschutzorientierte Strategie. Für die Umsetzung dieser Strategie besteht nach den Ergebnissen der Befragungsstudie eine Zahlungsbereitschaft von jährlich 2,7 Mrd. €. Diese Strategie punktet vor allem durch ihren positiven Effekt auf die Biodiversität auf Agrarflächen, was durch eine 10-%ige Flächenstilllegung und eine Reduktion des Dünge- und Pflanzenschutzmitteleinsatzes erreicht werden kann. Sehr positiv wird der deutliche Beitrag zur Verringerung der Nitrateinträge ins Grundwasser bewertet. Die Emissionen von Treibhausgasen werden nach den hier getroffenen Annahmen nicht so stark vermindert wie in den beiden anderen Strategien – dies vor allem, weil durch die Flächenstilllegungen und Intensitätsverringerung auf deutschen Agrarflächen bei gleichbleibendem Konsum die Importe von Nahrungsmitteln aus dem Ausland dort Landnutzungsänderungen anstoßen könnten, die dort zu mehr THG-Emissionen führen würden. Gleichwohl kommt trotz dieser Gegenrechnung noch ein deutlicher Klimaschutzeffekt zustande: 5,8 Mio. t CO₂-Äqu. können durch diese Strategie vermieden werden.⁴ Würde diese Strategie um eine Aufforstungskomponente ergänzt, könnte ein noch höherer gesamtgesellschaftlicher Nutzen erzielt werden (bis zu etwa 6 Mrd. € jährlich).

Zur Abbildung der Streuung der monetären Bewertungsergebnisse aus der Perspektive unterschiedlicher, extrem geringer oder extrem hoher Wertschätzungen werden in den grauen Zeilen, in denen die monetären Bewertungsergebnisse wiedergegeben werden, jeweils in der zweiten Zeile die Unter- und Obergrenzen der jeweiligen Bewertungen angegeben. Im Fall der Bewertung der Nährstoffausträge ins Grundwasser wird die Untergrenze von 3 €/kg N und eine Obergrenze von 20 €/kg N, bezüglich der Vermeidung von THG-Emissionen eine Spanne von 8 €/t CO₂-Äqu. bis 120 €/t CO₂-Äqu. angesetzt (vgl. dazu Abschn. 5.1.2.2). Bei den kulturellen Ökosystemleisten werden dafür aus der Zahlungsbereitschaftsstudie die Ober- und Untergrenzen des 95 %-Konfidenzintervalls genutzt, d. h., nur 5 % der Befragten haben eine noch niedrigere oder noch höhere Zahlungsbereitschaft als die Befragten innerhalb dieses Intervalls.

Diese Sensitivitätsanalyse der Gesamtbewertung zeigt die klimaschutzfokussierte sowie die natur- und umweltschutzorientierte Strategie sehr robust im deutlich positiven Bereich, während die Bioenergiestrategie im Fall extremerer Bewertungen sowohl auf eine positive als auch auf eine negative Gesamtbewertung kommen kann. Im Falle einer (hier nicht berücksichtigten) negativen Auswirkung auf die Biodiversität, würde die Bioenergiestrategie in den klar negativen Bereich fallen.

Um die Transparenz der Bewertung zu erhöhen, gibt Tab. 5.3 nicht nur die monetarisierten Werte wieder (in den grau unterlegten Zeilen), sondern auch die physischen Ausgangswerte, auf die die monetären Bewertungen Bezug nehmen. Damit bleibt es den Rezipienten dieser Untersuchung offen, ob sie sich den durch die Autoren ermittelten Spannbreiten der gesellschaftlichen Wertschätzung (übersetzt in monetäre Werte) anschließen möchten – oder aber die verschiedenen Kriterien lieber einer davon unabhängigen eigenen multikriteriellen Bewertung unterziehen wollen.

Zur Bewertung der forstlichen Landnutzung wurden Maßnahmenbündel identifiziert, die die Strategien „Klimaschutz“, „Bioenergie“, „Natur- und Umweltschutz“ und „Klimaanpassung“ sowie die Referenzprojektion konkretisieren (vgl. Abschn. 4.​6.​1 und 4.​6.​2). Diese Maßnahmenbündel bestehen aus Einzelmaßnahmen, welche dann, je nach Zielsetzung in unterschiedlicher Ausprägung, im Wald umgesetzt werden. Die Maßnahmen wiederum haben neben den Klimawirkungen und betrieblichen Wirkungen auch Wirkungen auf die kulturellen Ökosystemleistungen des Waldes. Diese sollen mittels Präferenzoffenbarungsmethoden, insbesondere Choice-Experimenten, bewertet werden. Der Fokus liegt auf den kulturellen Ökosystemleistungen des Waldes, insbesondere Naturschutz (Artenvielfalt) und Landschaftsqualität. Dafür werden speziell die in Abschn. 5.1.1.3 erläuterten acht Merkmale des Themenschwerpunkts „Wald“ herangezogen.

Im Vorstehenden wurden forstliche Maßnahmen zu abgestimmten Bündeln (Strategien) zusammengefasst (vgl. Abschn. 4.​6.​2) und mit forstbetrieblichen wie auch umweltökonomischen Methoden (Abschn. 4.​2.​2.​4, 5.1.1) bewertet. Diese Ergebnisse liegen in unterschiedlichen Einheiten vor (Hektardurchschnitte auf der einen, mittlere Zahlungsbereitschaften pro Person auf der anderen Seite). Um direkt miteinander vergleichbar zu sein sowie um Aussagen über die Auswirkungen der vier untersuchten Strategien im Gesamtgebiet Deutschlands treffen zu können, müssen die jeweiligen Durchschnittsergebnisse auf die Gesamtfläche bzw. -bevölkerung hochgerechnet werden.

Eine solche Aggregation erfordert insbesondere über die physischen Auswirkungen der jeweiligen Strategien ergänzende Informationen, die teilweise nicht in der nötigen Differenzierung vorliegen und daher durch zusätzliche Annahmen überbrückt werden müssen. Diese Annahmen bewirken, dass die im Folgenden dargestellten Hochrechnungsergebnisse weniger belastbar sind als die Einzelergebnisse in den o. g. Bewertungskapiteln. Die wesentlichen Annahmen werden nachfolgend erläutert.

Die Reduzierung der Flächeninanspruchnahme ist als gesellschaftliches Ziel gesetzt und hat in den vergangenen Jahren – getragen durch die politische Willensbekundung der Nachhaltigkeitsstrategie der Bundesregierung – umfänglich Eingang gefunden in das Raumordnungs- und Bauplanungsrecht sowie ergänzendes Fachrecht. Zur Umsetzung steht ein breites Spektrum formal-rechtlicher und informeller Instrumente zur Verfügung, die in vielen Regionen und Kommunen erfolgreich zur Umsetzung kommen. Gespeist wird die Planungspraxis dabei aus vielfältigen innovativen Handlungsansätzen, die aus verschiedensten Forschungsprojekten und Modellvorhaben hervorgegangen sind. Gleichwohl wird das 30-ha-Ziel bis 2020 nicht erreicht werden (vgl. Abschn. 4.​4), da die zur Verfügung stehenden Instrumente in den einzelnen Bundesländern bisher nicht flächendeckend und hinreichend konsequent zum Einsatz kommen und eine nachhaltige Flächenpolitik in vielen Kommunen kein prioritäres Ziel darstellt (vgl. Einig 2011).

Wesentliche Beiträge zur Reduzierung der Flächeninanspruchnahme könnte vor allem die Raumordnung leisten, insbesondere durch den verstärkten Einsatz restriktiver, flächeverknappender Ansätze in der Landes- und Regionalplanung²⁷, die jedoch vielfach als zu starker Eingriff in die kommunale Selbstverwaltung angesehen und daher nur zögerlich angewendet werden. Zudem erscheinen verstärkte Anstrengungen für innovative und integrativ arbeitende regionale Kooperationen²⁸ notwendig, da nur auf dieser Ebene Fragen einer nachhaltigen und regional abgestimmten Flächenhaushaltspolitik zielgerichtet und kooperativ gelöst werden können. Perspektivisch steht die Ergänzung des Instrumentenkastens um weitere anreiztechnische Instrumente wie beispielsweise handelbare Flächenzertifikate²⁹ zur Diskussion. Hierzu besteht jedoch weiterer Forschungsbedarf. Zudem ist im Falle einer Implementierung eine instrumentelle Überfrachtung des Planungssystems zu vermeiden. Entlang der einzelnen modellierten Maßnahmen, die zur Reduzierung der Flächeninanspruchnahme beitragen können, werden im Folgenden konkrete Handlungsoptionen aufgezeigt, die einer weiteren Maßnahmenbeförderung zuträglich sein können.

Zusätzlich zu den Beiträgen des Siedlungssektors zum Klimaschutz (Reduzierung der Flächeninanspruchnahme) besteht Handlungsbedarf zur Anpassung der Siedlungs- und Verkehrsstrukturen an die Folgen des Klimawandels. Hierzu wird exemplarisch auf die Stärkung des Hochwasserschutzes sowie den Erhalt und die Entwicklung innerstädtischer Freiflächen eingegangen.

Intakte Moore genießen im deutschen Naturschutzrecht einen sehr hohen Schutzstatus, der sich durch den gesetzlichen Biotopschutz des BNatSchG sowie die in Anhang 1 Nr. 7 der FFH-Richtlinie⁴⁰ benannten Moortypen ergibt. Jedoch bedarf es für einen besseren Moorschutz der dauerhaften Sicherung bzw. Erreichung des guten Erhaltungszustands aller noch intakten bzw. naturnahen Hoch- und Niedermoore durch eine konsequente Anwendung und Kontrolle nach BNatSchG sowie einer Ausweitung des gesetzlichen Biotopschutzes (§ 30 BNatSchG) und die Ergänzung des Anhang 1 der FFH-Richtlinie um weitere Moorgebietstypen.⁴¹ Auch zur standortangepassten Bewirtschaftung von Mooren bestehen zahlreiche gesetzliche Vorgaben. Zu nennen sind die gute fachliche Praxis in der Landwirtschaft sowie beihilferechtliche Anforderungen im Rahmen von Cross Compliance und Greening.

Gleichwohl ergeben sich deutliche Umsetzungs- und Vollzugsdefizite. Vor allem der Schutz von Dauergrünland auf kohlenstoffreichen Böden ist unzureichend. Hier könnte von den Möglichkeiten der EU-Direktzahlungs-Verordnung Gebrauch gemacht werden, um Dauergrünland auf kohlenstoffreichen Böden auch außerhalb der FFH-Gebietskulisse zu umweltsensiblem Dauergrünland zu erklären und klimaschädliche Grünlandumbrüche einzuschränken⁴² (vgl. auch Abschn. 5.2.5.4). Die Umwandlung von Acker zu Grünland bzw. Grünlandextensivierungen auf Moorflächen (z. B. extensive Beweidungsformen) können über Agrarumwelt- und Klimamaßnahmen angereizt werden. Diese Nutzungen erlauben höhere Grundwasserstände, die für die Reduzierung von THG-Emissionen erforderlich sind.

Stärker als bisher sollten kohlenstoffreiche Böden in Flussauen in den Fokus rücken. Hier ließen sich durch Deichrückverlegungen, Renaturierungen und Flächenextensivierungen neben positiven Klimaschutzwirkungen auch Ziele des Hochwasser-, Umwelt- und Naturschutzes realisieren. Voraussetzung hierfür wäre jedoch eine deutlich bessere Integration und Abstimmung der relevanten Politikbereiche⁴³ Hochwasserschutz, Naturschutz, Landwirtschaft und Klimaschutz (vgl. Naturkapital Deutschland TEEB DE 2015, S. 208).

Zentrales Hemmnis des Moorbodenschutzes ist die ökonomische Vorteilhaftigkeit der landwirtschaftlichen Nutzung degenerierter Moorflächen. Daher wird es darauf ankommen, verbesserte Rahmenbedingungen für alternative Bewirtschaftungsformen wie beispielsweise extensive Grünlandnutzung sowie Paludikulturen zu schaffen. Paludikulturen ermöglichen eine angepasste Fortführung der landwirtschaftlichen Nutzung auf wiedervernässten Moorflächen und tragen gleichzeitig zur Akzeptanzsteigerung von Moorrenaturierungen bei (vgl. Wichtmann und Haberl 2012, S. 6). Hier ist neben einem klaren politischen Bekenntnis zu Paludikulturen vor allem die Beihilfefähigkeit sicherzustellen und eine zielgerichtete Förderung über Agrarumwelt- und Klimamaßnahmen sowie Investitionshilfen für angepasste Landtechnik bereitzustellen. Bei Jensen (2015, S. 197 f.) finden sich zudem konkrete Vorschläge zur Ausgestaltung eines Vertragsklimaschutzes auf degenerierten Moorflächen. Paludikultur-Bestände, die sich im Zuge von Sukzessionen langfristig zu schützenswerten Feuchtbiotopen weiterentwickeln können und damit dann dem gesetzlichen Biotopschutz unterliegen, sollten prinzipiell aus dem gesetzlichen Biotopschutz herausgenommen werden, um rechtliche Unsicherheiten diesbezüglich abzubauen⁴⁴. Eine Akzeptanz für diese Bewirtschaftungsform könnte damit erhöht werden (vgl. Joosten und Schröder 2014, S. 15 f.).

Für die flächenhafte Moorrenaturierung durch Wiedervernässung sind ausreichende finanzielle Mittel bereitzustellen, zum Beispiel durch die Einführung eines Moorschutzfonds und die weitere Etablierung innovativer Finanzierungskonzepte wie etwa der MoorFutures.⁴⁵ Da die Wiedervernässung von Mooren eine großflächige Veränderung der Landnutzung in einem bestimmten Gebiet erfordert, ergibt sich die Notwendigkeit einer planerischen Begleitung und des Einsatzes eines gut aufeinander abgestimmten Maßnahmen- und Instrumentenbündels im regionalen und lokalen Kontext. Zum Tragen kommen planerische Instrumente, gutachterliche Untersuchungen, Instrumente der Flurbereinigung, Beratung, Flächenankauf- und Flächensicherung sowie wasserbauliche Maßnahmen.

Um eine Bündelung und Koordinierung der vielfältigen Herausforderungen einer angepassten Nutzung organischer Böden inklusive der Etablierung alternativer Bewirtschaftungsformen sowie der Moorrenaturierung zu gewährleisten, erscheint die Initiierung einer Bundesinitiative Moorschutz (vgl. auch SRU 2012, S. 262 ff.) zielführend, in der nationale Moorschutzziele verankert, eine verlässliche Datengrundlage geschaffen und die Maßnahmenfinanzierung über einen neu einzurichtenden Moorschutzfonds gesichert werden könnte. Auch könnte auf diese Weise eine verbesserte länderübergreifende Vernetzung der handelnden Akteure herbeigeführt und die Implementierung neuer Finanzierungsmodelle vorangetrieben werden. Eine solche Bundesinitiative könnte zudem die in mehreren Bundesländern etablierten Moorschutzprogramme aufgreifen und koordinieren. Das Land Niedersachsen hat in 2015 mit der Verabschiedung der Förderrichtlinie „Klimaschutz durch Moorentwicklung“ – als Baustein des Programms „Niedersächsische Moorlandschaften“ und finanziert über den EFRE-Fonds sowie Zuschüsse des Landes – bereits eine entsprechende Initiative gestartet. Gefördert werden freiwillige Maßnahmen zum Erhalt und zur Entwicklung von Hoch- und Niedermooren, die zu einer Reduzierung von THG-Emissionen beitragen, sowie auch innovative Ansätze zur klimaschonenden Bewirtschaftung von Moorböden.

Auch in der räumlichen Planung könnten Belange des Moorschutzes künftig verstärkt Berücksichtigung finden. Dies ist zum Beispiel möglich durch die Ausweisung raumordnerischer Vorranggebiete zur Torferhaltung und Moorschutz, die Rücknahme von Vorranggebieten zum Torfabbau oder auch die verstärkte Berücksichtigung kohlenstoffreicher Böden in der Landschaftsplanung.

Hinsichtlich der Anpassung des Düngemanagements in der Landwirtschaft stehen die Steigerung der Effizienz des Mineraldüngereinsatzes, der N-Ausnutzung des Wirtschaftsdüngers sowie die Etablierung überregionaler Dünger-Transporte im Fokus.

Eine natur- und raumverträgliche Substitution fossiler Energien durch Biomasse kann auf verschiedenen Wegen erreicht werden. Zunächst ist zur (regionalen) Verminderung des Maisanbaus – zusätzlich zur erfolgten Rücknahme überzogener Förderanreize des Erneuerbare-Energien-Gesetzes – eine anspruchsvollere Ausgestaltung sowie konsequentere Umsetzung umwelt- und agrarpolitischer Steuerungsinstrumente notwendig. Dies kann beispielsweise durch verschärfte Vorgaben zur Anbaudiversifizierung im Rahmen des Greening sowie eine intensivere Förderung der Anbaudiversifizierung über Agrarumwelt- und Klimamaßnahmen erreicht werden. Hierzu bedarf es vor allem der stärkeren Etablierung alternativer Energiepflanzen (annuell und mehrjährig) und einer weiteren Priorisierung des Einsatzes von Substraten auf Basis von Abfall- und Reststoffen sowie landwirtschaftlicher Nebenprodukte. Weitere Effekte können von einer anspruchsvolleren Ausgestaltung der Düngeverordnung ausgehen (vgl. Abschn. 5.2.5.2).

Dabei ist vor allem für KUP eine räumliche Steuerung über die Landschaftsplanung notwendig, um positive Umweltwirkungen sicherzustellen und großflächige KUP-Monokulturen zu vermeiden (vgl. BfN 2012).

Bei der Erhaltung und Schaffung von THG-Senken in der Landwirtschaft rückt in Deutschland neben der Moorrenaturierung der Schutz des Grünlandes in den Fokus. Für einen effektiveren Grünlanderhalt ist zunächst auf die grundsätzliche Tatsache hinzuweisen, dass Grünlandschutz zuallererst eine wirtschaftlich rentable Grünlandbewirtschaftung – z. B. durch Milchviehbetriebe und Rinder haltende Betriebe sowie Schafhalter – notwendig macht, wofür entsprechende Fördermittel bereitzustellen sind. Neben fachrechtlichen Vorgaben zur Erhaltung des Grünlands kommt seit 2015 insbesondere der Greening-Komponente zum Grünlandschutz eine zentrale Bedeutung zu. Hier bedarf es im Zuge der Halbzeitevaluierung der GAP-Reform einer Überprüfung der Gebietskulisse des umweltsensiblen Dauergrünlands. Dabei ist vor allem zu überlegen, wie die Einbeziehung kohlenstoffreicher Böden gewährleistet und wie der Abbau von Anreizen zum Grünlandumbruch durch andere Greening-Vorgaben unterbunden werden kann.⁴⁹ Hinzuweisen ist auf die Tatsache, dass über das Greening zum einen nur der Landnutzer, nicht jedoch der Landeigentümer adressiert werden kann und dass zum anderen die Gefahr besteht, dass bewusst die Kürzung oder der Verlust der Greening-Prämie hingenommen wird, um eine alternative Grünlandnutzung umzusetzen.

Neben instrumentellen Modifikationen in der GAP sollten daher auch ordnungs- und planungsrechtliche Möglichkeiten für einen effektiveren Grünlanderhalt berücksichtigt werden. Hierzu sind verschiedene Instrumente im Vollzug zu stärken, maßgeblich die gute fachliche Praxis im BNatSchG (besserer Schutz kohlenstoffreicher Böden, vermehrte Festschreibung von Umbruchverboten in Schutzgebietsverordnungen), die Eingriffsregelung (Umbrüche auch auf Niedermoorstandorten als Eingriff werten) sowie das Wasserrecht (vermehrte Festschreibung von Grünlandumbruchverboten in Wasserschutzgebieten).

Effektiv umsetzen ließe sich ein vermehrter Grünlandschutz über weitere Grünlanderhaltungsgesetze auf Länderebene. Diese können innerhalb regional differenzierter Gebietskulissen Umwandlungs- und Umbruchverbote (v. a. auf organischen Böden) aussprechen. Gleichzeitig bergen sie im Gegensatz zum Grünlandschutz über das GAP-Greening nicht die Gefahr, dass durch den Verzicht auf die Greening-Prämie eine Umgehung der Vorgaben zum Grünlandschutz erfolgt und weitere Grünlandverluste hingenommen werden müssen.

Um eine vermehrte Umwandlung von Ackerland in Grünland zu erreichen, könnte die entsprechende GAK-Förderung ausgeweitet, und verstärkt in die Länderprogramme aufgenommen werden. Die Vertragslaufzeiten der Agrarumwelt- und Klimamaßnahmen sollten möglichst verlängert werden. Die Landschaftsplanung könnte für eine räumliche Lenkung der Maßnahmen auf kohlenstoffreichen Böden herangezogen werden.

Es ist festzustellen, dass in Deutschland keine aktive, unmittelbar auf Klimaschutz ausgerichtete Politik zur Bewirtschaftung der Wälder existiert (so auch Naturkapital Deutschland – TEEB DE 2015, S. 156). Die verschiedenen den Sektor betreffenden Strategien sind meist wenig konkret und nur unzureichend untereinander abgestimmt. Das einzige konkrete Politikinstrument mit entsprechenden Ansätzen ist der Waldklimafonds⁵⁰, der jedoch aufgrund der geringen finanziellen Ausstattung nur eingeschränkte Effekte erwarten lässt.

Insgesamt ist zu konstatieren, dass die Klimaschutzleistung der Wälder als öffentliches Gut nicht hinreichend honoriert wird, sodass für forstliche Betriebe derzeit nur sehr geringe Anreize bestehen, nicht marktgängige Ökosystemleistungen bereitzustellen. Aktuell ist für den Landwirtschaftssektor eine um den Faktor 31,6 höhere Förderquote als in der Forstwirtschaft gegeben⁵¹, was keinesfalls die Bedeutung der Gemeinwohlleistungen des Waldes widerspiegelt (vgl. Möhring und Mestemacher 2009, S. 71). Insofern erscheint zur Honorierung der gesellschaftlichen Leistungen des Waldes eine Anpassung der bestehenden Förderinstrumente notwendig, um Maßnahmen zum Klimaschutz und zur Klimaanpassung im Privat- und Körperschaftswald stärker als bisher anzureizen. In diesem Zusammenhang ist auch ein deutlicher Ausbau freiwilliger Vertragsnaturschutzprogramme im Wald anzusprechen. Diese können für vielfältige Maßnahmen flexibel eingesetzt werden, stehen jedoch bisher hinsichtlich der bereitgestellten Förderprogramme und -mittel deutlich hinter dem Vertragsnaturschutz in der Landwirtschaft zurück.

Zudem sind in der klimapolitischen Diskussion bei der Ausgestaltung von Förderinstrumenten und ordnungspolitischen Maßnahmen die Systemgrenzen des Waldes zu erweitern. Politische Entscheidungen, die lediglich die Senkenleistung des Waldes als Entscheidungsgrundlage heranziehen, lassen die Tatsache außer Acht, dass die Forstwirtschaft über den Holzproduktespeicher und Substitutionseffekte weitere Beiträge zum Klimaschutz leistet. In diesem Zusammenhang ist auf die Notwendigkeit hinzuweisen, verstärkt auf die Kaskadennutzung von Holzprodukten⁵² hinzuwirken. Die durch die Energiewende ausgelöste hohe Nachfrage nach Energieholz bedingt hingegen eine zunehmende energetische Holznutzung. Daher sollte mittels Fördermaßnahmen eine verstärkte stoffliche Nutzung von Holz angestrebt bzw. auf die Förderung der Ausweitung der energetischen Holznutzung zukünftig verzichtet werden, da hier bereits etablierte Märkte vorhanden sind.

Wälder können Beiträge zum Klimaschutz leisten und der Anpassung an die Klimaänderungen dienen (Erosionsschutz, Wasserrückhaltung etc.). Gleichzeitig sind sie selbst von den Klimawandelfolgen betroffen (Trockenheit, Extremwetterereignisse etc.). Dabei bestehen Wechselwirkungen und Abhängigkeiten zwischen Klimaschutz und Klimaanpassung, da stabile Wälder eine zentrale Voraussetzung für die Erhaltung der durch sie bereitgestellten Kohlenstoff-Sequestrierung darstellen.

Anpassungsmaßnahmen im Wald sind sehr vielfältig und umfassen die Baumartenwahl, Umtriebszeiten oder die Struktur der Wälder. Dabei werden recht gegensätzliche Ansatzpunkte der Klimaanpassung diskutiert, sodass keine allgemeingültigen Handlungsempfehlungen ausgesprochen werden können. Vereinfachend lassen sich zwei gegensätzliche Anpassungsstrategien unterscheiden (vgl. Winkel 2015): Die erste Strategie fokussiert auf die Intensivierung der Bewirtschaftung, indem Bestandesrisiken durch eine Senkung der Produktionsalter minimiert werden und verstärkt auf nicht heimische Baumarten gesetzt wird. Die zweite Strategie zielt auf die Etablierung naturnaher, vielfältiger und strukturreicher Wälder ab, um so die Resilienz der Wälder zu verstärken.

Eine Einflussnahme auf die beiden Strategien erfolgt über Waldumbauprogramme, die forstliche Förderung und Beratung sowie die landesrechtlichen Waldbaurichtlinien für den öffentlichen Wald. Da der zweiten Strategie positivere Wirkungen für den Biodiversitätsschutz sowie kulturelle Leistungen des Waldes zugesprochen werden (vgl. ebd.), ist insbesondere die forstliche Förderung stark hierauf ausgerichtet. Hier wird der ökologische Waldumbau, also der Umbau von naturfernen Nadelbaumreinbeständen zu naturnäheren Laub- und Mischwäldern, gefördert und zunehmend mit Notwendigkeiten der Klimaanpassung begründet. Soll dieser Waldumbau weiter befördert werden, muss vor allem eine stärkere Einbeziehung der nichtstaatlichen Waldflächen durch die Bereitstellung ausreichender Finanzmittel zur Beförderung des Waldumbaus im Privat- und Körperschaftswald gelingen. Ergänzend sind informelle Informations- und Beratungsangebote weiter auszubauen, um im Privat- und Körperschaftswald die Notwendigkeit und die langfristigen Vorteile des Waldumbaus zu verdeutlichen und entsprechende waldbauliche Handlungsempfehlungen vermitteln zu können.

Da im Waldumbau die Laubholzanteile tendenziell ansteigen, bedarf es einer verstärkten Substitution von Nadel- durch Laubholz im stofflichen Bereich, um den aktuellen Marktpräferenzen auch bei veränderten Laubholzanteilen gerecht werden zu können. Gleichzeitig gilt es, klimaangepasste Nadelholzarten zu kultivieren. Darüber hinaus ist eine Lösung des Wald-Wild-Konflikts⁵⁵ anzustreben. Hierzu wäre insbesondere eine Reduktion der Schalenwildbestände notwendig, die durch Wildverbiss einen Waldumbau hin zu Mischbeständen deutlich hemmen.

Der transdisziplinäre Ansatz in CC-LandStraD setzte vor allem auf interaktive Beteiligungsformen, wie sektorübergreifende und sektorale Workshops, Fokusgruppen, leitfadengestützte Interviews und Feedbackbögen. Ihre Funktionen reichten von wechselseitiger Information über Konsultation bis hin zur Beeinflussung wissenschaftlicher Entscheidungen im Projektverlauf. Darüber hinaus wurden die Stakeholder halbjährlich per Newsletter über den Stand des Projektes und die Fortschritte in den Teilprojekten informiert. Weitere Informationen, etwa Hinweise auf Publikationen oder populärwissenschaftliche Projektergebnisse (z. B. Filme zur Landnutzung oder eine Ausstellung zum aktuellen und historischen Landnutzungswandel), standen auf der Projektwebseite zur Verfügung. Der folgende Abschnitt konzentriert sich auf die interaktiven Beteiligungsformen – also jene mit einem stärker partizipativen Charakter.

Prozessimmanent war eine Reflexion der dargestellten Aktivitäten. Größere Workshops des bundesweiten und regionalen Beteiligungsprozesses, die Zwischenkonferenz und die Abschlussveranstaltung wurden jeweils mit einem Feedbackbogen beendet. Außerdem erhielten die teilnehmenden Stakeholder stets die Gelegenheit, die Protokollentwürfe der Veranstaltungen zu prüfen und zu kommentieren. Mehrfach wurden Einzelaussagen in den Protokollen daraufhin verändert oder ergänzt.

Von besonderer Bedeutung für den Gesamtprozess war das Feedback der Stakeholder während des sektorübergreifenden Abschlussworkshops – zum einen, weil damit die Gelegenheit für eine Reflexion der sich über viereinhalb Jahre erstreckenden Beteiligungsprozesse gegeben war, zum anderen, weil auch das Konsortium zeitgleich einen ähnlichen Fragebogen erhielt. 19 der 40 auf dem Abschlussworkshop anwesenden Stakeholder füllten einen Feedbackbogen aus. Gefragt wurde unter anderem nach der Praxisrelevanz des Projektes, der Bewertung der methodischen Umsetzung des transdisziplinären Ansatzes, der gesellschaftlichen Bedeutung der Projektergebnisse, der allgemeinen Bewertung transdisziplinärer Zusammenarbeit und Optimierungsmöglichkeiten bei der Zusammenarbeit mit Landnutzern. Aus dem CC-LandStraD-Konsortium beteiligten sich acht Wissenschaftler an der schriftlichen Pendantbefragung und beantworteten den Fragebogen.

Vertiefend wurden 2015 außerdem sieben Schlüsselstakeholder der bundesweiten Ebene – überwiegend solche, die kontinuierlich an den Workshops teilgenommen hatten – telefonisch nochmals intensiver zu ihren Reflexionen des Gesamtprozesses und den letztlich erzielten Ergebnissen im Vergleich zu ihren Erwartungen befragt.

Auch die Mitglieder des CC-LandStraD-Konsortiums wurden mittels eines Feedbackbogens befragt, wie sie die Zusammenarbeit mit den Stakeholdern im Projekt bewerten. Von den zehn Konsortiumswissenschaftlern, die aktiv in den Beteiligungsprozess eingebunden waren, beteiligten sich an der Befragung acht. Alle Wissenschaftler, die den Feedbackbogen ausfüllten, hatten an Veranstaltungen des bundesweiten und/oder regionalen Beteiligungsprozesses teilgenommen, wenn auch in unterschiedlicher Intensität. Die Nennungen reichten von einer Veranstaltung (n = 1), über drei (3), sechs (2), sieben (1) bis hin zu neun (1).

Die überwiegende Zahl der Wissenschaftler schätzte die Workshops im Rahmen des bundesweiten und regionalen Beteiligungsprozesses als geeignete Methode ein, um Wissensbeiträge aus der wissenschaftlichen Arbeit und der Praxis miteinander zu verbinden. Ein Forscher schlug das Planspiel als eine gute Methode in Ergänzung zu den Workshops vor, um einen noch aktiveren Beitrag der Stakeholder zu ermöglichen. Allerdings schränkte ein anderer Wissenschaftler auf die Frage nach weiteren möglichen Methoden ein, dass die zur Verfügung stehenden Mittel auch Grenzen der Beteiligung setzten. Die meisten befragten Fachwissenschaftler hatten über die bundesweiten und regionalen Workshops hinaus Kontakte mit den in den Projektprozess eingebundenen Stakeholdern bezüglich CC-LandStraD-spezifischer Fragen. Für fünf Wissenschaftler waren die Anregungen, Kritikpunkte und Fragen der Stakeholder zu den Zwischenergebnissen des Projektes für das Gesamtprojekt „(eher) hilfreich“, für einen Befragten „sehr hilfreich“ und für zwei Wissenschaftler „eher wenig hilfreich“. Für die eigene Arbeit erachteten fünf Mitglieder des Konsortiums die Anregungen der Stakeholder als „eher hilfreich“, drei als „eher wenig hilfreich“.

Positiv bewerteten einige Wissenschaftler, dass die Forschungsergebnisse durch den Austausch mit den Akteuren an den Bedürfnissen der Praxis gemessen wurden. Hilfreich sei gewesen, dass die Stakeholder auf zuvor unberücksichtigte Hemmnisse hingewiesen und von der Wissenschaft getätigte Annahmen durch Praktiker bestätigt wurden. Darüber hinaus lieferten die Stakeholder aus Sicht eines Befragten interessante fallspezifische Informationen und Hinweise zu Feinheiten der entwickelten Projektsprache, die, so verwendet, gegebenenfalls „Türen schließen kann“. Positiv bewertet wurden auch Hinweise aus der Praxis zu Umsetzungshemmnissen, instrumentellen Schwächen und Defiziten sowie Zielkonflikten und Synergien. Ohne diesen Austausch mit den Stakeholdern wären nach Aussagen eines Wissenschaftlers zwar vermutlich keine grundlegend anderen Ergebnisse entstanden, aber es sei hilfreich, die eigene Arbeit auf die Praxisrelevanz hin prüfen zu lassen: „Als Wissenschaftler schmort man häufig im ‚eigenen Saft‘ und verkennt, dass die Schwierigkeiten ‚da draußen‘ andere sind als man annimmt.“ Dadurch wurde auch die Einordnung der Umsetzungsprobleme von Maßnahmen in der Praxis möglich.

Die befragten Projektbeteiligten sahen aber auch Grenzen eines solchen transdisziplinären Ansatzes. Die transdisziplinäre Arbeit erfordere einen hohen Grad an Verständnis für die andere Disziplin, häufig fehle aber für weiterführende Kritik ein ausreichender Sachverstand. Zudem wurde kritisch angemerkt, dass die Stakeholder zum Teil zu stark auf lokale Themenstellungen fokussierten, die nicht immer gut zum regionalen bzw. bundesweiten Fokus des Gesamtprojektes passten. Ein Befragter stellte die Notwendigkeit einer distanzierten Sichtweise der Wissenschaft heraus, da es durchaus einzelne Stakeholder gab, die spezifische eigene Interessen verfolgten.

Insgesamt bewerteten sieben der acht Wissenschaftler die Zusammenarbeit mit den Praktikern positiv und sahen gegenüber anderen Forschungsansätzen einen Zusatznutzen für ihre eigene Arbeit. So stellte ein Konsortiumsmitglied heraus, dass durch den transdisziplinären Ansatz die Relevanz der Forschung insbesondere hinsichtlich der Formulierung relevanter Forschungsfragen gesichert werden könne. Den Beitrag dieses Ansatzes sahen andere Wissenschaftler vor allem in der höheren Anwendungsorientierung ihrer Arbeiten und der eigenen Sensibilisierung für die Probleme der Landnutzer. Das trug dazu bei, die Ansichten und Einstellungen zu bestimmten Themen besser kennenzulernen sowie sich selber zu disziplinieren und seine Erkenntnisse anderen gegenüber zu vermitteln. Herausgestellt wurden aber auch Probleme in der Umsetzung des Prozesses. Dazu zählten u. a. der hohe Zeit- und Kostenaufwand eines solchen Ansatzes, der Umgang mit Einzelmeinungen und Lobbyismus sowie die Schwierigkeit, Akteure für den Prozess zu gewinnen. Problematisiert wurde darüber hinaus der zum Teil unterschiedliche Kenntnisstand der Stakeholder.

Befragt, wie die Einbindung nicht-wissenschaftlicher Akteure bei einem Folgeprojekt aussehen sollte, antworteten vier Wissenschaftler, dass die Beteiligung genau den Grad haben sollte wie in CC-LandStraD. Drei Befragte plädierten für eine geringere Beteiligung (bei einer fehlenden Angabe). Allerdings empfahl ein Konsortiumsmitglied, wenn das Projekt nochmals von vorn beginnen könnte, weniger Akteure einzubinden und das Thema am Anfang mehr einzuengen. Die Forschungsergebnisse müssten früher vorliegen, um den Diskussionsprozess zu befruchten und auf ein höheres Niveau zu heben. Ein Wissenschaftler wünschte sich für ein mögliches kommendes Projekt eine stärkere Einbindung nicht-organisierter Interessenvertreter.

Die Frage, was nachhaltige Landnutzung unter dem Einfluss des Klimawandels und unter besonderer Berücksichtigung der Verminderung von Treibhausgasen bzw. einer höheren Kohlenstoffspeicherung eigentlich bedeutet, führte das Projektkonsortium relativ schnell zu konkreten Klimaschutz- und Klimaanpassungsmaßnahmen (vgl. Kap. 3). Vor Beginn der Forschungsarbeiten war nicht absehbar gewesen, dass dies kein rasch abgeschlossener Baustein, sondern Bestandteil der Projektarbeit über mehrere Jahre sein würde. Die landnutzungsbezogenen Klimaschutz- und Klimaanpassungsmaßnahmen sowie ihre Ausgestaltung in den Strategien (Klimaschutz, Bioenergie, Natur- und Umweltschutz sowie Klimaanpassung) waren auch zentrales Thema der Diskussionen mit den Stakeholdern, da diese ausreichend konkret waren, um an der beruflichen Praxis der eingeladenen Akteure anzuknüpfen. Zur Projekthalbzeit (Anfang 2013) waren 158 solcher Maßnahmen im Gespräch gewesen. Von diesen waren 28 durch das Konsortium, 74 durch die regionalen Akteure und 56 durch die bundesweiten Stakeholder eingebracht worden. 85 erwiesen sich als prinzipiell modellierbar, 73 als nicht modellierbar (Crewett et al. 2013). In einem weiteren Prozess der Verdichtung und (zwangsläufigen) Beschränkung wurde die Zahl zunächst auf 46, abschließend auf 36 modellierbare Maßnahmen verringert.

Bezogen auf die Strategien ging es neben der Priorisierung und den Ausprägungen der zuzuordnenden Maßnahmen vor allem darum, wie praxisnah oder -fern solche Strategien sein sollten – und damit um die generelle Frage der Zielsetzung von Strategien (bzw. Szenarien). Dienen sie vor allem der Verständigung über etwas besonders Wünschenswertes oder nicht Wünschenswertes, oder sollen sie versuchen, tatsächlich zu erwartende Zukünfte so gut wie möglich abzubilden – sind sie also eher normativ oder eher realitätsnah? Im hier dokumentierten Forschungsprozess war dies immer wieder neu zu klären – in einem Projekt mit einem höheren Grad an Transdisziplinarität wäre hingegen ein mit den Stakeholdern gemeinsam entwickeltes Verständnis wünschenswert.

Die Maßnahmen- und Strategiediskussion wurde von der Thematisierung sektoraler und intersektoraler Landnutzungskonflikte begleitet. Diese hatten, wie oben erwähnt, bereits in den leitfadengestützten Interviews eine zentrale Rolle gespielt. Abb. 5.11 stellt die wichtigsten Konflikte zusammenfassend dar (für eine detaillierte Darstellung vgl. Steinhäußer et al. 2015).

Aus der Vielzahl der Landnutzungskonflikte sind aus sektorübergreifender Perspektive zwei besonders hervorzuheben:

Die inhaltliche Begrenzung des Projektes auf sektorale Beiträge zum Klimaschutz sowie, in der Forstwirtschaft und im Siedlungswesen, auf Klimaanpassungsmaßnahmen wurde von den Akteuren zwar einerseits begrüßt, andererseits mahnten sie im Prozessverlauf immer wieder eine umfassendere gesellschaftliche Perspektive an: Nachhaltige Landnutzung könne nicht nur isoliert klimatische Veränderungen (also einen Aspekt ökologischer Nachhaltigkeit) berücksichtigen. Problematisiert wurden zum Beispiel die Grenzen solcher Nachhaltigkeit, wenn die Einkommen von Landwirtschaft und Forstwirtschaft nicht mehr gesichert sind, zentrale Aufgaben der Sektoren in den Hintergrund rücken und/oder die Lebensqualität sinkt. Die Interessenvertreter der Landnutzung betonten, dass Klimawandel für Landnutzer nur ein Problem unter anderen (wenn überhaupt) sei. In ihrer Arbeit spielen beispielsweise Fragen der Gemeinsamen Agrarpolitik der EU, die Novellierung der Düngeverordnung, Wertschöpfungsketten, Holzpreise oder die Sicherung der Daseinsvorsorge und die Leerstandsproblematik eine mindestens ebenso wichtige Rolle.

Hervorzuheben ist in diesem Zusammenhang, dass der formulierte Projektanspruch der Nachhaltigkeit von den Akteuren der Landnutzung so ernst genommen wurde, dass sie ganzheitliche bzw. umfassendere Modelle und ein höheres Maß an sektorübergreifender Integration einforderten, als es CC-LandStraD – das in seinen Modellierungen oft Neuland betreten und sich gleichzeitig beschränken musste – in jedem Falle einlösen konnte. Auch die (fehlende) Nachhaltigkeit von Wissenschaft selbst wurde thematisiert, z. B. bezogen auf die Zeitdauer von Forschungsprojekten oder die aus Sicht der Praxis nicht immer zufriedenstellende Bekanntheit abgeschlossener Projekte und ihrer Ergebnisse.

Im Laufe der transdisziplinären Projektarbeit gab es immer wieder „Übersetzungsbedarf“ zwischen der Vorgehensweise der Wissenschaftler und den Anforderungen der Stakeholder. Aus methodisch-methodologischer Perspektive wurden Inhalte und Zweck der verwendeten Modelle regelmäßig kritisch hinterfragt. Das ging zum Teil mit widersprüchlichen Anforderungen einher: Einerseits wiesen die Stakeholder darauf hin, dass die Modellierung komplexe Wechselwirkungen in den Bereichen Ökonomie (z. B. die Relation von Agrar- und Energiepreisentwicklungen) und Landnutzungsentscheidungen abbilden solle, um Relevanz zu besitzen – ein Anspruch, dem sich die verschiedenen Modelle im Rahmen ihrer jeweiligen Modellgrenzen auch stellten. Andererseits forderten die Stakeholder Vereinfachung und klare bzw. keine widersprüchlichen Befunde ein. Zugleich wurde in den Workshops deutlich, dass eine Ergebnisinterpretation und -einordnung für die Stakeholder aufgrund der Modellkomplexität zum Teil schwierig waren. Sich teilweise widersprechende Modellergebnisse und die (notwendige) Vernachlässigung weiterer Wechselwirkungen und gesellschaftlicher Rahmenbedingungen – die Modelle nur zum Teil oder gar nicht berücksichtigen können – führten teilweise zu Skepsis im Umgang mit Modellergebnissen. Dieser Befund erklärt sich aus den unterschiedlichen Systemlogiken von Wissenschaft einerseits und Interessenverbänden andererseits. Verbände und Behörden verfolgen andere Interessen und Lösungsansätze, die sich mit denen der Wissenschaft nur bedingt überschneiden. Dieser Konflikt war im Prozess nicht gänzlich lösbar, da es sich eben nicht nur um ein Problem von Fachjargon und Modellsprache handelte.

Von einzelnen Stakeholdern wurde die Befürchtung geäußert, dass durch „plakative“ Szenarien bei der Bevölkerung oder der Politik ein falscher Eindruck über die Landnutzung entstehen könnte. Ferner gab es auch den Appell an die Wissenschaftler, sich nicht in zu vielen unüberschaubaren Modellen zu verlieren, sondern zu versuchen, „einfache“ Botschaften zu produzieren. Das Forschungskonsortium musste lernen, in den Workshops stets von neuem wieder auf die Rolle, Möglichkeiten und Grenzen von Modellen hinzuweisen und zu kommunizieren, dass es nicht um eine Abbildung der Realität auf kleinräumiger Ebene geht, sondern um Zuspitzungen und Vereinfachungen.

Praxisakteure erwarten von einem solchen Projekt in einem überschaubaren Zeitraum innovative, praktische Lösungen und somit wissenschaftlich fundierte Handlungsempfehlungen, die noch dazu regional angepasst sein sollten. Die Modelle und Modellierungsergebnisse können – und sollen – dies nur in sehr begrenztem Maße leisten. Auch über die Ziele von CC-LandStraD – jenseits besserer Daten und Wissen über Wechselwirkungen – gab es kontinuierlichen Verständigungsbedarf: Nicht jedem Akteur war klar (oder vermittelbar), dass das Konsortium am Projektende keine Forderungen an die Politik oder ausgearbeitete Handlungsvorschläge unterbreiten werde. Gleichzeitig warnten einige Beteiligte davor, dass allgemeine Politikempfehlungen auf Basis einer Modellierung zu unrealistischen Annahmen, etwa in den zuständigen Ministerien, führen könnten, die daraufhin möglicherweise Entscheidungen treffen, die wiederum an die Kommunen weitergegeben werden. Es sollten keine deutschlandweiten, sondern situativ auf die jeweilige Region bezogene Aussagen getroffen werden.

Zu einem erfolgreichen transdisziplinären Projekt gehört somit auch, die Erwartungen aller Beteiligten sowie die Ziele der Beteiligungsprozesse nicht nur im Vorhinein genau zu klären, sondern diese Frage im Prozess immer wieder aufzurufen. Gleichzeitig liegt es in der Logik von Beteiligungsprozessen, dass sich die Stakeholder sowohl innerhalb als auch zwischen den verschiedenen Landnutzungssektoren in ihren Positionen und Meinungen unterschieden und teilweise explizit als Lobbyisten auftraten. Insbesondere der Umgang mit Lobbypositionen bleibt ein transdisziplinären Projekten inhärentes Problem, das auch in künftigen Projekten nicht durch verbesserte Kommunikation allein zu lösen sein wird. Der Abwägungsprozess, welche Meinungen mit welchem Gewicht für die weiteren Projektschritte berücksichtigt werden sollten, oblag den Fachwissenschaftlern. Der Beteiligungsprozess wurde dadurch erschwert, dass die Stakeholder-Verbände auf Bundesebene (anders als im regionalen Beteiligungsprozess) nicht in jedem Falle eine Kontinuität der teilnehmenden Personen gewährleisten konnten, sodass neue Teilnehmer mit den Modellen und den Ergebnissen von Vorläuferworkshops nicht ausreichend vertraut waren.

Auf Unstetigkeiten der Stakeholder-Beteiligung an den Projektaktivitäten ist im Zusammenhang mit den Tab. 5.8 und 5.9 bereits hingewiesen worden. Die Teilnahme an Workshops war mit einem hohen persönlichen Zeitaufwand verbunden, auch wenn vonseiten des Projektes versucht wurde, diesen für die Stakeholder möglichst gering zu halten, zum Beispiel durch halbtägige Veranstaltungen im regionalen Beteiligungsprozess oder durch die Wahl des Ortes. Bei Bedarf wurden Mittel für Aufwandsentschädigungen und/oder Reisekosten bereitgestellt. Termine für die Fokusgruppen und Workshops wurden möglichst frühzeitig angekündigt und mit den Stakeholdern abgestimmt. Es erwies sich auch als positiv, den Workshopeinladungen eine inhaltliche Ergebnisorientierung, gut aufgemachte Zwischenergebnisse oder eine Tischvorlage beizufügen. Dennoch führte dies insbesondere im bundesweiten Prozess nicht immer zu optimaler Beteiligung.

Bedingt durch die einzelnen Phasen der Modellierung, die sektoral mit unterschiedlichen Zeithorizonten erfolgte, gab es für die Hauptaktivitäten mit den Stakeholdern – die interaktiven Workshops – keinen festen Rhythmus. Da, wie oben bereits erwähnt, auf Bundesebene die personelle Situation bei den Verbänden, Ämtern und Ministerien nicht konstant blieb, konnte nicht in jedem Falle an eine Vorgeschichte angeknüpft, sondern mussten Kontakte wieder neu aufgebaut werden. Stakeholder-Arbeit ist somit – ebenso wie die Analyse der Akteursstruktur (Stakeholder-Mapping der Institutionen und Personen in den betreffenden Organisationen) – ein kontinuierlicher und projektbegleitender Prozess. In kritischer Reflexion ist zu sagen, dass über den halbjährlichen Newsletter-Versand hinaus in stärkerem Maße direkte Kontakte hätten gepflegt werden sollen, um das Projekt in Erinnerung zu halten und die Türen für eine künftige Beteiligung noch stärker offenzuhalten. Auch der Wechsel von Personen in Verbänden und Behörden sollte antizipiert werden. Hier könnte z. B. ansprechendes Informationsmaterial über das Projekt die potenzielle Beteiligungsbereitschaft verbessern.

Die prozessuale Offenheit des transdisziplinären Diskurses hat sich hingegen bewährt – zwar lässt sich vor einem solchen Projekt planen, welche Methoden in welcher Reihenfolge und auf welcher räumlichen Ebene angewendet werden sollten, doch ist ein solch komplexes Modellierungsvorhaben wie CC-LandStraD immer von Unstetigkeiten und Unplanbarkeiten begleitet. Wie oben erwähnt, verlängerten beispielsweise die mehrfachen Workshop-Diskussionen die Phase der konkreten Ausgestaltung der Maßnahmen und Strategien in den Sektormodellen, aber so entstand auch eine bessere Validierung dieser zentralen Projektbausteine durch die Stakeholder.