Ökologische Unsicherheit: Über Möglichkeiten und Grenzen von Umweltpolitik | APuZ 27/1997 | bpb.de

„ Der Jammer mit der Menschheit ist, daß die Narren so selbstsicher sind und die Gescheiten so voller Zweifel. “ Bertrand Russel

I. Entscheidung bei Unsicherheit

Lange Zeit wurde in der umweltökonomischen und umweltpolitischen Diskussion davon ausgegangen, daß die ökologische Wirkungskette Emittent -Emission -Diffusion -Immission -Schädigung -Geschädigte mehr oder weniger vollständig bekannt ist. Angesichts der Komplexität und Wirkungsweise der ökologischen Systeme ist diese Annahme jedoch äußerst fraglich. Es muß vielmehr unterstellt werden, daß erhebliche Unsicherheit hinsichtlich anthropogener Eingriffe in die ökologischen Systeme bestehen kann. Ein Beispiel, das die Bedeutung solcher Unsicherheit -im folgenden als ökologische Unsicherheit bezeichnet -deutlich macht, sind die Fluorchlorkohlenwasserstoffe (FCKW). Diese Stoffe wurden gegen Ende des letzten Jahrhunderts erstmals im Laborversuch hergestellt, die industrielle Produktion begann etwa dreißig Jahre später. Erst 1974, als pro Jahr 750 000 Tonnen FCKW emittiert wurden, entdeckten Sherwood F. Rowland und Mario J. Molina, welche gefährlichen Auswirkungen diese Stoffe auf die stratosphärische Ozonschicht haben. Wenn man sich zudem vergegenwärtigt, daß die Entdekkung mehr oder weniger zufällig erfolgte wird die Brisanz des Themas ökologische Unsicherheit exemplarisch sichtbar.

Wirft man einen Blick auf die umweltwissenschaftliche Diskussion der letzten 25 Jahre, so lassen sich verschiedene Stufen der Beachtung des Themas ökologische Unsicherheit ausmachen. Bis in die achtziger Jahre hinein wurde das Problem im überwiegenden Teil der Literatur vollständig ignoriert.

Es wurde nicht von Unsicherheit, sondern von ökologischem Wissen ausgegangen, und gab es einmal Zweifel über den Zusammenhang zwischen Emission und Schädigung, so wurden diese zumeist als Aufgabe an die naturwissenschaftliche Forschung zurückgegeben. Bald jedoch setzte sich die Erkenntnis durch, daß ökologische Unsicherheit kein Phänomen ist, welches sich ohne weiteres durch Forschung beseitigen läßt oder an diese verwiesen werden sollte. In der. Folge wurde immer häufiger darauf hingewiesen, daß „auch“ ökologische Unsicherheit existierte, ohne daß dies aber für die ökonomische und politische Analyse nennenswerte Konsequenzen gehabt hätte. Erst Ende der achtziger Jahre fingen einzelne Autoren an, systematische Vorstellungen über den Umgang mit ökologischer Unsicherheit zu entwickeln

Von den methodischen Ansätzen, die sich explizit mit ökologischer Unsicherheit auseinandersetzen, sollen hier drei näher betrachtet werden: das Haftungsrecht, die allgemeine Risikoprämie und die innovationsorientierte Umweltpolitik. -In der Diskussion um die Weiterentwicklung des Haftungsrechts werden Haftungsregeln evaluiert, mit der Absicht, die Emittenten nicht nur für bekannte Schäden verantwortlich zu machen, sondern auch für solche, deren Schädlichkeit erst in der Zukunft sichtbar werden mag.

-Mit dem Ansatz der allgemeinen Risikoprämie wird versucht, den Unsicherheitsaspekt zu berücksichtigen.

Er ist eine Anwendung des Konzepts des Erwartungsnutzens auf eine umwelt-ökonomische bzw. -politische Fragestellung.

Die zentrale Aussage ist, daß bei allgemeiner Aversion gegen Risiken, die mit ökologischen Schäden verbunden sind (Vorsorge), ein geringerer Natureingriff bzw. eine geringere Umweltbelastung empfohlen wird als im Falle ökologischer Sicherheit. -Der Ansatz der innovationsorientierten Umweltpolitik schließlich konzentriert sich auf die vorsorgende Reduktion von Emissionen über die Reduzierung der Energie-und Stoffströme der Wirtschaft bzw. die Förderung und Implementierung integrierten umwelttechnischen Fortschritts

Das Ziel des vorliegenden Beitrages ist es, diese Ansätze des Umgangs mit ökologisch unsicherem Wissen im Hinblick auf zwei Fragestellungen vergleichend zu betrachten. Erstens soll die generelle Anwendbarkeit der drei Konzeptionen näher bestimmt werden. Zu diesem Zweck wird das Problem ökologische Unsicherheit zunächst nach verschiedenen Gesichtspunkten differenziert (Taxonomie). Erst auf Basis dieser Taxonomie ist es möglich zu sagen, ob eine Konzeption bei einer bestimmten Art von ökologischer Unsicherheit angewandt werden kann und bei einer anderen Art nicht. Zweitens sollen Aussagen zur Wirksamkeit der drei Konzeptionen getroffen werden. Hierzu werden die drei genannten Konzeptionen eingehend analysiert, und anhand der entwickelten Taxonomie wird untersucht, was unter Effizienz bei ökologischer Unsicherheit im einzelnen zu verstehen ist (Effizienztest'). Zum Schluß werden die wichtigsten Aussagen zur Anwendbarkeit und Effizienz der umweltpolitischen Konzeptionen bei ökologischer Unsicherheit zusammengefaßt und vergleichend bewertet.

II. Ökologische Unsicherheit -Eine Taxonomie

In der jüngeren umweltwissenschaftlichen Literatur lassen sich verschiedene Versuche einer Taxonomie der ökologischen Unsicherheit finden Man kann diese Differenzierung unter bestimmten Gesichtspunkten vornehmen und so für die Praxis anwendbar machen 1. Ökologische Unsicherheit läßt sich zunächst danach unterscheiden, aufgrund welcher ökologischen Eigenschaften der jeweiligen Emissionen sie entsteht; -Der wohl einfachste Fall ist die Schadensunsicherheit. Hier ist die Schadensfunktion, also der direkte Zusammenhang zwischen Emission und Schädigung, aufgrund naturwissenschaftlicher Wissensdefizite nicht (bzw. nicht hinreichend) bekannt. Ein Beispiel hierfür sind Medikamente, bei denen bestimmte beabsichtigte Wirkungen bekannt sind, andere, sogenannte Nebenwirkungen, aber mangels chemischer oder biologischer Kenntnisse überraschend auftreten. -Ökologische Unsicherheit kann auch dadurch entstehen, daß die Schadensfunktion zwar bekannt ist, jedoch über das Zusammenwirken einer Emission mit anderen Emissionen (in den verschiedenen Umweltmedien) oder über das gemeinschaftliche Einwirken von Emissionen auf ein Ökosystem (eine Pflanze, ein Tier oder den Menschen) Unsicherheit herrscht: Diese Art von Unsicherheit wird als Synergieunsicherheit bezeichnet. Ein Beispiel hierfür ist die Unsicherheit über das gemeinsame Wirken von Schadstoffen auf den Menschen, die soge-nannte toxikologische Gesamtsituation. Der Mensch ist nicht nur einer einzigen Substanz ausgesetzt. Er lebt -wie es einmal formuliert wurde -„... in einem Meer von Schadstoffen, die noch gar nicht einmal alle bekannt sind, die sich teilweise in ihrer Wirkung verstärken, oder sich -was sehr selten ist -, gänzlich aufheben“ -Ein weiterer Grund für ökologische Unsicherheit kann die (unbemerkte) Anhäufung von Schadstoffen in den verschiedenen Umweltmedien (Luft, Wasser, Boden) sein: Dieses Phänomen. wird allgemein als Akkumulationsunsicherheit bezeichnet und hat beim Waldsterben eine wichtige Rolle gespielt. Entscheidende Verursacher des Waldsterbens, wie die Schwer-metalle Cadmium und Blei, hatten sich im Boden akkumuliert, lange bevor die ersten Waldschäden sichtbar wurden.

-Ökologische Unsicherheit kann auch über die tatsächliche Ausbreitung eines Umweltproblems bestehen: Räumliche Diffusionsunsicherheit bezeichnet den Tatbestand, daß wenig über die räumliche Ausbreitung von Schadstoffen und ihre entsprechende Wirkung in den Umweltmedien bekannt ist. Ein Beispiel hierfür ist wieder das Waldsterben, wo in den siebziger Jahren (fälschlicherweise) vermutet wurde, daß sich die Immissionen durch den Bau hoher Schornsteine und die Verteilung im Raum auf ein unschädliches Maß verdünnen würden.

-Zeitliche Diffusionsunsicherheit drückt den Umstand aus, daß Stoffe sich während langer Zeiträume unerkannt in den Umweltmedien ausbreiten können und erst danach eine schädliche Wirkung entfalten. Bei den laufenden FCKW-Emissionen kann es beispielsweise mehrere Jahrzehnte dauern, bis die Ozonschicht erreicht und geschädigt wird.

2. Eine zweite grundlegende Unterscheidung bezieht sich darauf, in welchem Ausmaß etwas über Umwelteffekte bekannt ist: -Ökologische Ungewißheit bezeichnet den Fall, daß keinerlei Wissen über schädliche Auswirkungen einer Emission vorhanden ist, die Emission aber sehr wohl potentiell gefährlich ist. Bevor entdeckt wurde, wie schädlich FCKW auf die stratosphärische Ozonschicht wirken, galten sie eher als Musterbeispiel für umweltfreundliche Stoffe; sie sind nicht brennbar und nicht direkt für den Menschen gefährlich.

-Ökologisches Risiko besteht, wenn nicht nur mit hoher Sicherheit vermutet werden kann, daß ein Schadstoff eine bestimmte negative Auswirkung hat, sondern wenn das Auftreten von bestimmten Schädigungen auch mit -mehr oder weniger großer -Wahrscheinlichkeit vorhergesagt wird. Bei der globalen Klimaänderung liegt ein Fall ökologischen Risikos vor. Es besteht ein hoher wissenschaftlicher Konsens darüber, daß die Emissionen bestimmter Schadstoffe (wie CO 2, CH 4 u. a.) zur globalen

Erwärmung beitragen, unklar ist aber noch, in welchem Ausmaß. Mit dem neuesten Bericht des Intergovernmental Panel on Climate Change (IPCC) lassen sich jedoch den verschiedenen Temperaturerhöhungen (sogenannten IPCC-Szenarios), zu denen eine Verdopplung der CO 2-Konzentration in der Atmosphäre führen könnte, konkrete Wahrscheinlichkeitswerte zuordnen

Die hier getroffene Einteilung ökologischer Unsicherheit (Taxonomie) ist in gewisser Weise idealtypisch. Der Fall, daß von einer Emission überhaupt nicht vermutet wird, daß sie unschädlich ist (früher FCKW-Fall), wird wohl relativ selten sein. Das Beispiel FCKW repräsentiert eher einen der Eckpunkte eines Kontinuums zwischen ökologischer Ungewißheit und ökologischem Risiko. In den meisten Fällen lassen sich dagegen aufgrund bisheriger Erfahrungen zumindest Vermutungen darüber anstellen, daß eine Emission gefährlich ist. Existiert eine solche Vermutung, kann sie durch entsprechende Nachforschungen präzisiert und abgesichert werden. Dies würde bedeuten, daß eine Wanderung auf dem Kontinuum von der ökologischen Ungewißheit weg erfolgt. Läßt sich dagegen sagen, daß eine Emission mit bestimmter Wahrscheinlichkeit bestimmte Schädigungen verursacht, so ist das andere Ende dieses Kontinuums, ökologisches Risiko, erreicht. 3. Die dritte Unterscheidung ökologischer Unsicherheiten läßt sich nach der Anzahl der Emittenten treffen: -Bei der Unsicherheit durch Emissionen vieler Emittenten wird eine Schädigung -wie beispielsweise die Klimaveränderung -durch viele Schadstoffemittenten verursacht.

-Bei der Unsicherheit durch Emissionen weniger Emittenten wird eine Schädigung von nur wenigen Verursachern erzeugt. Exemplarisch können hier Medikamente genannt werden (wie z. B. Contergan), die von nur wenigen Unternehmen hergestellt werden.

Tabelle 1 gibt einen Überblick über die Kategorisierung des Problems ökologische Unsicherheit (Taxonomie), wie sie der folgenden Betrachtung zugrundegelegt wird.

III. Effiziente Lösungen bei ökologischer Unsicherheit

Um ökonomisch und politisch effiziente Lösungen bei Vorliegen ökologischer Unsicherheit erreichen zu können, muß zunächst die Bezugsgröße, an der umweltpolitische Konzeptionen ansetzen, betrachtet werden. Bei ökologischer Sicherheit ist die Bezugsgröße die jeweilige Emission, deren Schädlichkeit bekannt ist und die reduziert werden soll. Die Reduktion anderer Emissionen, über deren Schädlichkeit nichts bekannt ist, wäre dagegen ineffizient, weil mit ihr lediglich Kosten, aber keine Nutzen verbunden sind. Eine ähnliche Argumentation gilt für den Tatbestand des ökologischen Risikos. Auch hier geht es darum, sich auf einen Schadstoff zu konzentrieren, und auch hier ist die ideale Bezugsgröße aus Effizienzgründen die entsprechende Emission.

Bei ökologischer Ungewißheit liegen die Dinge dagegen anders. Hier darf nicht nur eine Emission als umweltpolitische Bezugsgröße gewählt werden, weil es sonst zu Ausweichreaktionen auf andere, nicht regulierte Emissionen kommen kann, die potentiell gefährlich sind. Bei Berücksichtigung aller potentiell gefährlichen Emissionen stellen sich zwei Fragen, die miteinander verknüpft sind:

1. Sollen zur Reduktion ökologischer Ungewißheit irgendwelche Emissionen präferiert oder alle Emissionen gleichzeitig gesenkt werden? 2. Kann die Erhöhung einer Emission durch die Reduktion einer anderen ausgeglichen werden?

Bei der Beantwortung der ersten Frage ist zu überlegen, ob die gängige umweltökonomische Annahme zugrunde gelegt werden kann, daß mit zunehmenden Emissionen auch die Grenzschäden (zusätzliche Schäden bei zunehmender Emissionsmenge) ansteigen. Aufgrund von Erfahrungswerten mit bekannten Schädigungen scheint es durchaus plausibel, auf diese Annahme zurückzugreifen. Existieren weiter keine Informationen über die Schädlichkeit von Emissionen, so ergibt sich als Handlungsempfehlung, immer jeweils diejenigen Schadstoffe zu senken, von denen am meisten emittiert wird, da hier die größten Grenzschadensreduktionen zu erwarten sind. Dabei ist jedoch offen, mit welchem Maß die Emissionsveränderungen gemessen werden sollen. Eine Meßgröße „Emissionsmenge in Gewichtseinheiten“ ist nicht in jedem Fall sinnvoll, weil verschiedene Emissionen im ökologischen Systemzusammenhang in unterschiedlichen Mengen auch unterschiedlich wirken können. Eine andere Meßgröße wäre die Veränderung der natürlichen Hintergrundkonzentration der Emission. Auch hier kann aber eine x-prozentige Veränderung bei einem Schadstoff völlig anders wirken als bei einem anderen. Die Annahme steigender Grenzschäden bei ökologischer Ungewißheit führt also aufgrund der Meßprobleme allein nicht weiter, und deshalb ist es problematisch, eine generelle Empfehlung auszusprechen derart, daß eine Emission gegenüber anderen präferiert zu senken ist.

Dies führt zur zweiten Frage. Wenn das analytische Werkzeug fehlt oder unzureichend ist, verschiedene Emissionen miteinander zu vergleichen, kann keine sichere Aussage über die Veränderung der ökologischen Schäden gemacht werden, wenn eine Emission reduziert und dafür eine andere erhöht wird. Das Problem löst sich erst, wenn eine Veränderung betrachtet wird, wo mindestens eine Emission gesenkt und keine andere erhöht wird („umweltpolitische Pareto-Verbesserung“).

Nach diesen Vorüberlegungen lassen sich etwas genauere Aussagen zur Effizienzfrage ableiten.

Unter ökonomischer Effizienz eines umweltpolitischen Instruments wird bekanntlich verstanden, die „... Verursacher von Emissionen zur Einhaltung eines vorgegebenen Emissionszielwertes mit . geringstmöglichen Kosten zu veranlassen“ Die kostenminimale Aufteilung auf die einzelnen Verursacher zeichnet sich dabei dadurch aus, daß die Vermeidungsaktivitäten entsprechend den Grenzvermeidungskosten (zusätzliche Kosten je zusätzlich vermiedener Emission) gestaffelt erfolgen. Bei den Überlegungen zur Effizienz einer umweltpolitischen Konzeption bei ökologischer Unsicherheit soll zwischen„Effizienz bei ökologischem Risiko“

und „Effizienz bei ökologischer Ungewißheit“ unterschieden werden -Der auf eine Emission gerichtete Effizienzbegriff bei ökologisch sicherem Wissen läßt sich ohne weiteres auf den Fall „ökologischen Risikos“

übertragen. Auch hier handelt es sichdarum, eine Emission möglichst kostengünstig auf ein von der Entscheidungsinstanz (Umweltbehörde) angestrebtes Niveau zu reduzieren. -Anders stellt sich der Effizienzgedanke bei „ökologischem Wissen“ dar. Da hier eine andere umweltpolitische Bezugsgröße gilt, ist es nicht nur entscheidend, eine Emission kostengünstig zu reduzieren, sondern ein möglichst breites Emissionsspektrum. Dies führt dazu, daß für eine Effizienzbetrachtung neben den Vermeidungskosten auch die -möglicherweise unterschiedlichen -Schadenskosten der entsprechenden Emissionen berücksichtigt werden müssen (sowie mögliche Ausweichreaktionen auf Emissionen, über deren Schädlichkeit noch nichts bekannt ist).

Effizienz ergibt sich auf der Vermeidungskostenseite dadurch, daß die Emittenten mit den geringsten Grenzvermeidungskosten zuerst ihre Emissionen senken. Dies ist in bezug auf eine Emission eindeutig, bei mehreren Emissionen ist hingegen zu berücksichtigen, daß möglicherweise unterschiedliche Grenzschadensverläufe vorliegen. Unterstellt man einmal, daß die verschiedenen Grenzschadensverläufe bekannt sind, so ergibt sich die ökonomisch effizienteste Reduktion dort, wo die Differenz der Beträge von vermiedenem Grenzschaden und dazugehörigen Grenzvermeidungskosten am größten ist (Optimalitätsprinzip). Da bei ökologischer Ungewißheit die verschiedenen Grenzschadensverläufe aber nicht bekannt sind und -wie die obigen Überlegungen gezeigt haben -es auch nicht möglich ist, sie sinnvoll zu vergleichen, können hier keine präzisen Aussagen über effiziente Lösungen getroffen werden.

Erweitert man die Analyse um einen Schritt und berücksichtigt, daß die Reduktion einer Emission oft mit der Erhöhung einer anderen Emission einhergeht, so ist der Schaden durch diese Emissionserhöhung ebenfalls mit in das Kalkül einzubeziehen. Unterstellt man auch hier, daß die verschiedenen Grenzschadensverläufe bekannt sind, so wird die effizienteste Reduktion dort erreicht, wo die Differenz der Beträge von vermiedenem Grenzschaden und Grenzvermeidungskosten sowie neu entstandenem Grenzschaden am größten ist. Im Umkehrschluß macht diese Überlegung deutlich, daß bei ökologischer Ungewißheit die Substitution einer Emission durch eine andere die Gefahr ineffizienter Lösungen in sich birgt.

Die umweltpolitische Relevanz dieser grundlegenden Betrachtungen zur ökologischen Unsicherheit muß nun näher geprüft werden.

IV. Umweltpolitische Konzeptionen

Von den umweltpolitischen Konzeptionen, die sich explizit mit den Problemen ökologischer Unsicherheit auseinandersetzen, sollen die drei eingangs genannten -das Haftungsrecht, die Risikoprämie und die innovationsorientierte Umweltpolitik -im folgenden näher betrachtet werden, da sie, mehr oder weniger umfassend ausformuliert, in die praktische Umweltpolitik vieler Länder Eingang gefunden haben. 1. Haftungsrecht Verschiedene Autoren haben die Vermutung geäußert, daß ein konsequent „geschärftes“ Haftungsrecht ein ideales Instrument bei ökologischer Unsicherheit darstellen könnte Der Grundgedanke besteht darin, über eine Haftungsandrohung die Unternehmen zu veranlassen, ein gesamtwirtschaftlich optimales Vorsorgeniveau (bzw. Sorgfaltsniveau) einzuhalten. Die Haftungsandrohung soll sich dabei nicht nur auf Schäden beziehen, die heute schon bekannt sind, sondern auch auf solche, die aufgrund ökologischer Unsicherheit erst in der Zukunft bekannt werden mögen.

Um die Funktionsfähigkeit einer solchen Konzeption zu bestimmen, ist zunächst zu prüfen, ob die Durchsetzung entsprechender Haftungsregeln tatsächlich möglich ist und effizient erfolgen kann. Hierzu muß kurz das Grundmodell des Haftungsrechts vorgestellt werden: In diesem Modell steht ein potentieller Verursacher einem potentiellen Geschädigten gegenüber. Der Verursacher kontrolliert mit Kosten verbundene Vorsorgeaktivitäten durch die der Erwartungswert der Schäden entweder über die Reduktion der Eintrittswahrscheinlichkeit oder über die Schadenshöhe gesenkt werden kann. Weitere wichtige Annahmen lauten: Alle Beteiligten (Verursacher, Geschädigter, staatliche Stellen, Gerichte) sind vollständig informiert; sie kennen den Inhalt der geltenden Haftungsregeln, und sie können die Zusammenhänge zwischen Vorsorgemaßnahmen und erwarteten Schäden ermitteln. Schadensersatz und tatsächliche Schäden sind identisch. Dies verlangt die Monetarisierbarkeit aller entstandenen Schäden und eine ausreichende Zahlungsfähigkeit der Haftungsadressaten. Die Identifizierung von Verursacher eines Schadens und Geschädigten und die Durchsetzung eines Rechtsanspruchs sind ohne Transaktionskosten möglich. Soweit die Modellannahmen.

Bei der Gefährdungshaftung muß der Verursacher für den gesamten entstandenen Schaden haften, ebenso trägt er die gesamten Vorsorgekosten. Da sich bei der Gefährdungshaftung also die privat und gesellschaftlich anfallenden Kosten dekken, liegt es auch im Interesse des Verursachers, das gesamtwirtschaftlich effiziente Sorgfaltsniveau einzuhalten. Dieses Ergebnis des Grundmodells ist jedoch unter eher restriktiven theoretischen Annahmen hergeleitet worden, die im folgenden schrittweise an die Realität angenähert werden sollen. a) Wirkungsbrüche Verfehlt das Haftungsrecht das Ziel der Harmonisierung von gesellschaftlicher und individueller Rationalität, weicht der erwartete Schaden also von der erwarteten Schadensersatzzahlung ab, wird in der Literatur von Wirkungsbrüchen gesprochen Haftungsbegrenzungen, Beweislastschwierigkeiten, Monetarisierungsprobleme, mangelnde personelle Zurechenbarkeit und rationale Apathie der Geschädigten werden als Gründe für solche Wirkungsbrüche genannt.

1. Haftungsbegrenzungen: Haftungsbegrenzungen führen dann zu Wirkungsbrüchen, wenn die Schäden höher sind als die Haftungsobergrenze. Eine Obergrenze der Haftung ergibt sich dadurch, daß das haftende Vermögen bei Unternehmen begrenzt ist. Das meistdiskutierte Instrument gegen Haftungsobergrenzen ist eine obligatorische Umwelthaftpflichtversicherung. Entspricht die Versicherungsprämie dem erwarteten Schaden, so ist der Wirkungsbruch beseitigt, da der Emittent wieder mit den gesamten erwarteten Kosten seiner Tätigkeit konfrontiert wird. In der Realität wird es aufgrund von Informationsasymmetrien aber eher schwer für den Versicherer sein, eine Prämie durchzusetzen, die dem erwarteten Schaden entspricht. Da er nicht vollständig über die Sorgfaltsaktivitäten des Verursachers informiert ist, besteht ein „moral hazard“ -Problem: die Unkenntnis des Versicherers über diese Aktivitäten kann den Verursacher zu bewußter Unterlassung der Sorgfalt verleiten 2. Beweislastschwierigkeiten: Ein weiterer Wirkungsbruch kann dadurch entstehen, daß der Geschädigte den Zusammenhang zwischen der Emission des (vermeintlichen oder tatsächlichen)

Schädigers und dem bei ihm eingetretenen Schaden nicht nachweisen kann. Ein erheblicher Teil der Literatur zu dem Thema Beweislastschwierigkeiten ist dem Problem der Wahrscheinlichkeitsschäden gewidmet. Bei diesen erhöht sich durch die Aktivität eines Verursachers zwar die Wahrscheinlichkeit des Auftretens eines Schadens, es ist aber in keinem Schadensfall möglich, direkt nachzuweisen, daß der Schaden auch auf diese und nur auf diese Aktivität zurückgeführt werden kann Ein Beispiel: Wenn sich die Zahl der Lungenkranken pro Jahr in einer Region aufgrund von Emissionen aus der Kohleförderung von 900 auf 1000 erhöht, ist nicht zu bestimmen, welche der 1000 Personen nicht krank geworden wäre, wenn die zusätzlichen Emissionen unterblieben wären. Für solche Fälle ist eine „Wahrscheinlichkeitshaftung^ vorgeschlagen worden. Bei der Wahrscheinlichkeitshaftung sollen alle möglichen Verursacher anteilig nach der Verursachungswahrscheinlichkeit für jeden einzelnen Schaden haften. Im obigen Beispiel bedeutet dies, daß, wenn ein Verursacher statistisch für zehn Prozent aller Krankheiten verantwortlich ist, er jedem Erkrankten zehn Prozent des Schadens ersetzen muß. Da der Verursacher nun wieder in Höhe seines erwarteten Schadens haftet, wird sein Vorsorgeniveau die gesamtwirtschaftlich effiziente Höhe erreichen.

Die zentrale Bedingung für die Anwendung der Wahrscheinlichkeitshaftung besteht darin, daß Informationen über statistische Ursache-Wirkung-Zusammenhänge vorliegen, also „ökologisches Risiko“ herrscht. Ist dies nicht der Fall -und bewegen wir uns im Bereich „ökologischer Ungewißheit“ -so ist die Wahrscheinlichkeitshaftung nicht anwendbar.

Eine weitere Erleichterung bei Beweislastschwierigkeit stellt die gesamtschuldnerische Haftung dar Sie gilt für den Fall, daß ein Geschädigter mehreren Schädigern gegenübersteht. Bei der gesamtschuldnerischen Haftung kann ein Schädiger -unabhängig von seinem Anteil -aus der Gemeinschaft allein für den gesamten Schaden als Gesamtschuldner verantwortlich gemacht werden. Er kann dann versuchen, im Innenverhältnis die anteilsmäßige Aufteilung der Haftungsansprüche zu erreichen. Der Geschädigte wird dadurch entlastet, daß keine individuelle Zurechnung der Schäden und Schadensteile auf die Emittenten vorgenommen werden muß. Ob hier das gesamtwirtschaftlich optimale Niveau an Vorsorgeaktivitäten erreicht wird, ist aufgrund möglicher Schwierigkeiten des angeklagten Unternehmens, die Entschädigung im Innenregreß wiederzuerlangen, aber nicht völlig sicher

Bei vielen „modernen“ Umweltschäden führen nicht mehrere Schädiger, sondern eine große, oft unüberschaubare Anzahl an Verursachern zu der Schädigung. In diesem Fall ist das Haftungsrecht nicht effektiv anwendbar. Der ökonomische Grund hierfür liegt in zu hohen Informations-und Transaktionskosten. Wenn man jeden der Schädiger in Anspruch nehmen wollte, wäre der Aufwand für die Rechtsverfolgung zu hoch. Abgesehen von anderen umweltpolitischen Instrumenten (wie Auflagen, Steuern, Zertifikate) werden für solche Summationsschäden daher Haftungsfonds diskutiert Solche Fonds sollen aus Beiträgen von Umweltschädigern gespeist werden und der Befriedigung von Schadensersatzansprüchen dienen. 3. Monetarisierungsprobleme: Wirkungsbrüche können auch dadurch entstehen, daß die Monetarisierbarkeit von Schäden nicht möglich ist. Beispielsweise gibt es für die gesundheitliche Beeinträchtigung oder gar den Tod von Menschen keine überzeugenden monetären Bewertungskriterien -und somit ist auch der Erwartungswert des Schadens nicht als Geldbetrag ausdrückbar. 4. Mangelnde Zurechenbarkeit: Eine mangelnde personelle Zurechenbarkeit kann auch auftreten, wenn die Schäden bei Geschädigten anfallen, die zur Einforderung von Schadensersatz nicht berechtigt sind. Schäden wie etwa Luftverunreinigung und Landschaftsverschandelung lassen sich individuellen Eigentumsrechten meist nicht zuordnen oder werden aus politischen Gründen nicht zugeordnet. Dann kann auch kein Haftungsanspruch geltend gemacht werden. Es müssen allerdings nicht notwendigerweise private Eigentumsrechte zugeteilt werden. Denkbar ist auch die Schaffung staatlicher Eigentumsrechte, die Schaffung eines Patrimoniums oder die Zuweisung von Eigentumsrechten an Naturschutzverbände 5. „Rationale Apathie“ der Geschädigten: Die genannten Probleme in Verbindung mit hohen Klagekosten können zu einem freiwilligen Klage-verzicht führen, einer „rationalen Apathie“ der Geschädigten Die Klagebereitschaft der Betroffenen dürfte insbesondere dann weiter sinken, wenn sich die Schäden auf viele Betroffene aufteilen, die als Individuen jeweils nur einen geringen Schaden erleiden b) Zwischenergebnisse Zusammenfassend läßt sich festhalten, daß bei Berücksichtigung realitätsnaher Annahmen das Haftungsrecht nicht so wünschenswert funktioniert, wie dies theoretisch postuliert wurde. Andererseits lassen sich Bereiche bestimmen, wo das Haftungsrecht relativ gut funktioniert und solche, bei denen es größere Probleme gibt. Zu prüfen bleibt daher, bei welchen Arten von ökologischer Unsicherheit besondere Anwendungsschwierigkeiten bestehen.

Im Falle „ökologischen Risikos“ ist eine Verurteilung orientiert an statistischen Ursache-Wirkungs-Zusammenhängen möglich -und damit die Anwendung der Wahrscheinlichkeitshaftung.

Bei „ökologischer Ungewißheit“ ist der Zusammenhang zwischen Verursacher/und Schädigung nicht erkennbar, so daß der Verursacher für die Schädigung nicht haftbar gemacht werden kann. Es besteht allerdings die Möglichkeit, daß sich mit zunehmender Erforschung der ökologischen Wirkungskette (Emissionswirkungsforschung) die ökologische Ungewißheit in Risiko oder gar in sicheres Wissen verwandelt. Ist eine Emission - unbekannterweise -schädlich, so muß der Emittent mit einer positiven Wahrscheinlichkeit damit rechnen, daß die Schädlichkeit entdeckt wird und er entsprechend haften muß.

Bei „Schadensunsicherheit“ gibt es grundsätzlich keine Schwierigkeiten bei der Anwendung des Haftungsrechts.Bei „Synergieunsicherheit“ können Beweislastschwierigkeiten auftreten, da mehrere Schädiger existieren. Dies kann aber durch gesamtschuldnerische Haftung gemildert werden.

Bei „räumlicher Diffusionsunsicherheit“ kann es bei großer Entfernung zwischen Schädiger und Geschädigten zu einer Erhöhung der Klagekosten und damit einer potentiell geringeren Klagebereitschaft kommen. Da bei „zeitlicher Diffusionsunsicherheit“ der Schaden nach der eigentlichen Schädigung entdeckt wird, kann der Schädiger bereits nicht mehr existent sein. Es ist fraglich, inwieweit dann noch eine mögliche Haftpflichtversicherung für den Schaden aufkommt, da die Versicherungspolice keine unbegrenzte Laufzeit haben kann.

Bei „Akkumulationsunsicherheit“ kann, wenn der Akkumulationszeitraum groß genug ist, in abgeschwächter Form ein ähnliches Problem auftreten. Auch hier kann bei Auftreten der Schädigung zumindest ein Teil der Emittenten bereits nicht mehr existent sein.

Bei „Unsicherheit durch Emissionen weniger Emittenten“ kann das Haftungsrecht ohne Probleme angewandt werden. Der Idealfall des Haftungsrechts ist die Situation, wo ein Schädiger einem Geschädigten gegenübersteht. Für den Fall, daß es mehrere Schädiger und Geschädigte gibt, sind mit der Wahrscheinlichkeitshaftung und der gesamtschuldnerischen Haftung Mechanismen vorhanden, die die in solchen Situationen auftretenden Beweislast-und Klageprobleme zwar nicht völlig beseitigen, aber doch erleichtern.

Ungeeignet ist das Haftungsrecht bei „Unsicherheit durch Emissionen vieler Emittenten“. Umwelthaftungsfonds bieten bei „ökologischer Ungewißheit“ keine Lösung. Da hier zumindest eine Zeitlang der Schaden unentdeckt bleibt, müßten die Verursacher quasi ex post in den Haftungsfonds einzahlen. Die Kosten der Ermittlung -wer Verursacher ist und wieviel er zu dem Schaden beigetragen hat -dürften exorbitant hoch sein. Bei „ökologischem Risiko“ ist hingegen eine Fondslösung denkbar, wonach der Emittent entsprechend seinem erwarteten Schadensbeitrag in den Fonds einzahlt.

Generell ist die Effizienz des Haftungsrechts durch die Existenz von Wirkungsbrüchen beeinträchtigt. Abgesehen davon ist das Haftungsrecht bei „ökologischem Risiko“ aber positiv zu beurteilen. Der Grund dafür ist, daß die Schäden der Emissionen hier als erwartete Schäden betrachtet werden können.

Unter Außerachtlassung von Wirkungsbrüchen wirkt bei „ökologischer Ungewißheit“ das Haftungsrecht -soweit sich dies bestimmen läßt -ebenfalls effizient. Da der Schädiger in diesem Fall mit einer gewissen Wahrscheinlichkeit damit rechnen muß, haftbar gemacht zu werden, hat er einen Anreiz, Emissionen, bei denen ökologische Ungewißheit herrscht, ebenfalls zu reduzieren. 2. Risikoprämie Bei der allgemeinen Risikoprämie wird der Aspekt der ökologischen Unsicherheit mit einer Risikoprämie bei der Evaluation eines Umwelteffekts berücksichtigt Das hierzu entwickelte mathematische Modell ist die Weiterentwicklung eines dynamischen Modells zur optimalen Allokation knapper Umweltgüter bei ökologisch sicherem Wissen Ökologische Unsicherheit wird in die Analyse einbezogen, indem einige der bisher als bekannt unterstellten Größen durch ihren Erwartungswert ersetzt werden. Es wird also unterstellt, daß die Entscheidungsinstanz (Umweltbehörde) über die Wahrscheinlichkeitsverteilung der Umweltschäden informiert ist. Weiterhin wird angenommen, daß bei der Entscheidungsinstanz Risikoaversion vorliegt

Was die Anwendbarkeit des Modells angeht, auf dessen mathematische Darstellung hier leider verzichtet werden muß, ist die allgemeine Risikoprämie bei allen Arten ökologischer Unsicherheit anwendbar, mit Ausnahme der „ökologischen Ungewißheit“. Die Annahme im Modell, daß die Entscheidungsinstanz über die Wahrscheinlichkeitsverteilung der Umweltschäden informiert ist, impliziert „ökologisches Risiko“. Im Fall von „ökologischer Ungewißheit“ existieren dagegen keine Informationen über Wahrscheinlichkeitszuordnungen.

Bei „ökologischem Risiko“ hängt die Effizienz der Konzeption der allgemeinen Risikoprämie davon ab, mit welchem umweltpolitischen Instrument die angestrebte Emissionsreduzierung (bzw. höhere Umweltqualität) erreicht werden soll. Andererseits -und dies ist ein zentrales Ergebnis -hat eine Risikoprämie auch Auswirkungen auf die Effizienz bei ökologischer Ungewißheit. Die Konzentration der Risikoprämie auf ökologisches Risiko führt dazu, daß für die Emittenten ein Anreiz besteht, auf Emissionen auszuweichen, über deren Schädlichkeit noch nichts bekannt ist. Dies kann zu einer Erhöhung noch nicht bekann-ter Schäden führen und beinhaltet somit die Gefahr von Ineffizienz. 3. Innovationsorientierte Umweltpolitik Die Grundidee der Konzeption der innovationsorientierten Umweltpolitik besteht darin, durch umwelttechnische Neuerungen Emissionen zu verringern und damit ökologische Unsicherheit zu reduzieren bzw. ganz zu beseitigen Ausgangspunkt der Konzeption ist die Technologiewahl der Unternehmen, bei der diese idealtypisch zwischen zwei Optionen wählen können

Bei der Option entscheiden sie sich für ersten „end-of-pipe-Technologien“, das heißt dem Produktionsprozeß nachgeschaltete Reinigungsanlagen. Beispiele hierfür sind die konventionellen Abwasser-und Abluftreinigungsverfahren. Bei der Verwendung einer „end-of-pipe-Technologie“ wird in der Regel nur der Schadstoff verringert, dessen Reduktion auch angestrebt wird. Alle anderen Emissionen bleiben gleich oder nehmen sogar zu. Dies ist darauf zurückzuführen, daß für die Installation, den Bau und den Betrieb nachgeschalteter Anlagen zusätzlich Energie und Material benötigt werden. Schwerer wiegt noch, daß durch die Nutzung solcher Anlagen oftmals Rest-stoffe entstehen, von denen nicht bekannt ist, wie schädlich sie sind. Auch für deren „Entsorgung“ sind wieder zusätzlich Material und Energie erforderlich. Bei „end-of-pipe-Technologien“ besteht also die Tendenz einer Steigerung der Gesamt-emission mit der Folge einer Zunahme der ökologischen Unsicherheit.

Die zweite Option besteht darin, den Produktionsprozeß selbst durch eine verbesserte, integrierte Technologie so zu ändern, daß (erheblich) weniger Energie und Materialien eingesetzt und daß als Folge nicht nur ein Schadstoff, sondern möglichst weitere reduziert werden und keine neuen Emissionen entstehen. Solche integrierten Prozeßtechnologien (gelegentlich auch prozeß-integrierte bzw. prozeß-vorgeschaltete Technologien genannt) sind unter Berücksichtigung ökologischer Unsicherheit weitaus positver zu beurteilen als nachgeschaltete Technologien. Hierauf basiert die Idee der generellen „Effizienzrevolution“: oder spezieller -das „Faktor-Vier-Konzept“ (E. U . v. Weizsäcker). Die Unterscheidung in integrierte Prozeßtechnologien und „end-of-pipe-Technologien“ ist allerdings nicht ganz so einfach, wie meist angenommen wird, weil erhebliche Abgrenzungsprobleme bestehen. Aus empirischer Sicht wäre es vermutlich sinnvoller, von einem Kontinuum zu sprechen, auf dem integrierte Prozeßtechnologien und „end-ofpipe-Technologien“ die jeweiligen Eckpunkte darstellen a) Integrierte Prozeßtechnologien und „ end-of-pipe-Technologien “

Oft wird einfach unterstellt, daß die mit integrierten Prozeßtechnologien verbundenen niedrigeren Energie-und Materialinputs dazu führen, daß solche Technologien von den Unternehmen schnell eingesetzt werden. Dieser Annahme stehen jedoch Schätzungen entgegen, wonach der Anteil der integrierten Technologien an den gesamten Umwelt-investitionen für die achtziger Jahre in der ehemaligen Bundesrepublik bei etwa einem Fünftel lag und sich seither nur langsam verändert hat Um die Frage nach den Gründen der Dominanz von nachgeschalteten Technologien beantworten zu können, ist daher eine Untersuchung des unternehmerischen Entscheidungskalküls vonnöten, wie sie von Hartje vorgenommen wurde Exemplarisch sei hier jeweils ein Grund benannt, der auf der Nachfrage-bzw.der Angebotsseite für nachgeschaltete Technologien und gegen integrierte Technologien spricht.

Was die Nachfrageseite angeht, so besteht eine klare Präferenz für „end-of-pipe-Technologien“ -insbesondere bei den Betreibern von Altanlagen Während bei einer neuen Anlage die Kosten einer integrierten Prozeßtechnologie mit den Kosten einer herkömmlichen Technologie plus denen einer „end-of-pipe-Technologie“ verglichen werden, müssen Betreiber von bestehenden Anlagen bei ihrer Entscheidung berücksichtigen, daß sie in der Vergangenheit bereits erhebliche Investitionen vorgenommen haben. Diese Investitionen können wegen hohen Spezialisierungsgrads oder nicht vorhandener Wiederverkaufsmöglichkeiten quasi irreversibel sein; die Kosten hierfür sind „versenkt“. In der betriebswirtschaftlichen Kalkulation werden solche „sunk-costs“ berücksichtigt, mit der Folge, daß nachgeschaltete Technologien bei Alt-anlagen dominieren.

Auch auf der Angebotsseite gibt es Faktoren, die „end-of-pipe-Technologien“ begünstigen. Das besondere Problem bei der Entwicklung und Anwendung neuer integrierter Produktionsverfahren liegt darin, daß sie sich an die Parameter eines dominierenden technologischen Designs anpassen müssen: „Ein dominantes Design ist eine stabile Konfiguration von qualitativen technischen Eigenschaften und Beziehungen, die sich anderen gegenüber als überlegen herausgestellt hat.“ Ist ein solch dominantes Design gegeben, dann werden Verbesserungen meist nur an einzelnen Komponenten durchgeführt, während die vollständige Änderung unterbleibt. Die Existenz eines dominanten Designs hat also Implikationen für die Auswahl der Umwelttechnologie -und diese können die Hoffnung auf Effizienzrevolution (oder “ Faktor Vier“) zunichte machen oder zumindest stark relativieren. Selbst wenn also die Grundidee integrierten Umweltschutzes erkannt und akzeptiert wird, kann die -aufgrund der dominanten Technologiestruktur auf der Anbieterseite und versunkener Kosten auf der Nachfrageseite -nur suboptimale technische Entwicklung durch die dynamischen Kräfte eines innovativen Wettbewerbs wahrscheinlich nur teilweise oder verzögert korrigiert werden Damit stellt sich die grundsätzliche Frage, ob und in welcher Form staatliche Umweltpolitik einen Wechsel des technologischen Entwicklungspfades herbeiführen kann und muß. b) Technologieförderung Zuerst ist auf die Bedeutung der umweltpolitschen Bezugsgröße hinzuweisen. Eine inputorientierte Umweltpolitik fördert eher integrierte Technologien als emissionsorientierte Technologien: Der Grund hierfür ist, daß rohstoff-und energiesparende Technologien dazu tendieren, integrierten Charakter zu haben, da über eine Reduktion der Inputs alle Emissionen gesenkt werden. Der Einsatz nachgeschalteter Reinigungsanlagen für ausgewählte Schadstoffe wird demgegenüber nicht stimuliert. Daraus folgt, daß die Umweltpolitik hinsichtlich der Eingriffsparameter nicht „einäugig“ sein und sowohl inputbezogene als auch emissionsbezogene Strategien wählen sollte.

Ein wichtiges Kriterium für die Technologieentscheidung ist die Frist, die ein umweltpolitisches Instrument dem Betreiber einer Altanlage zur Anpassung an das vorgegebene Emissionsziel läßt. Besteht, wie bei einer Auflage, ein direkter Anpassungszwang an die umweltpolitische Vorgabe, so müssen die Unternehmen die vorhandenen Altanlagen nachrüsten. Sie haben nicht die Möglichkeit, mit der Einhaltung der umweltpolitischen Vorgabe zu warten, bis die alte durch eine neue Anlage ersetzt wird. Es besteht keine Anpassungsflexibilität. Wie ausgeführt, tendieren Unternehmen bei Altanlagen jedoch eher dazu, „end-of-pipe-Technologien“ einzusetzen.

Demgegenüber gewähren Umweltsteuern den Unternehmen die notwendige Anpassungsflexibilität. Das Unternehmen kann die Steuer zahlen und dann selbst den Zeitpunkt bestimmen, wann es die Vermeidungstechnologie einsetzen will, und hat so die Möglichkeit einer langfristig orientierten Technologiewahl

Bei Anwendung von Umweltzertiflkaten besteht ebenfalls grundsätzlich Anpassungsflexibilität, da das Unternehmen die Wahl zwischen einer Schadstoffreduktion und dem Erwerb eines Zertifikats hat. Diese Anpassungsflexibilität kann jedoch bei tatsächlichen oder erwarteten Erhöhungen des Zertifikatpreises de facto für das Unternehmen außer Kraft gesetzt sein.

Emissions-wie Inputnormen (Grenzwerte, Standards) orientieren sich gängigerweise am Stand der Vermeidungstechnik. Bei der Festlegung des Standes der Vermeidungstechnik ist die Umwelt-behörde auf Informationen aus den Unternehmen angewiesen. Im Gegensatz zu Emittenten, die bei der Weitergabe von Informationen mit einer Verschärfung umweltpolitischer Vorschriften rechnen müssen, haben Umwelttechnikanbieter ein Interesse daran, Informationen an die Umweltbehörde weiterzuleiten, können sie doch bei einer Verschärfung umweltrelevanter Normen ihre Produkte besser absetzen. Da die bisher angebotenen Umwelttechnologien meist nachgeschalteter Natur sind, besteht aber die Tendenz, daß die von der Umweltbehörde aufgrund solcher Informationenvorgenommenen Verschärfungen der Normen sich an „end-of-pipe-Technologien" orientieren. Sowohl bei einer Umweltsteuer als auch bei Umwelt-zertifikaten entfällt dagegen diese tendenziell vorhandene Orientierung am technologischen Status quo. Nur mit diesen Instrumenten lassen sich die Bedingungen für eine generelle „Effizienzrevolution“ bzw.den „Faktor Vier“ schaffen. Um größere Gewißheit über den Erfolg dieser Instrumente zu erlangen, sei jedoch vorgeschlagen, Umweltsteuern technologiepolitisch zu flankieren: Um den Wechsel des dominanten Entwicklungspfades durchzusetzen, sollte der Staat die Forschung und Entwicklung integrierter Prozeßtechnologien systematisch fördern und entsprechende Markteinführungshilfen entwickeln c) Anwendbarkeit und Effizienzbetrachtung Bezüglich der Anwendbarkeit der Konzeption der innovationsorientierten Umweltpolitik bei ökologischer Unsicherheit ist zunächst zu konstatieren, daß sich sowohl „ökologisches Risiko“ als auch „ökologische Ungewißheit“ reduzieren lassen. Durch die mit der Konzeption verbundene generelle Emissionsreduktion nehmen alle Arten ökologischer Unsicherheit ab, worin ihr entscheidender Vorteil liegen dürfte.

Bei einer näheren Effizienzbetrachtung muß zunächst untersucht werden, ob innovationsorientierte Umweltpolitik bei „ökologischem Risiko“ effizient ist und welche Instrumente hierfür vorteilhaft sind.

Entstehen durch eine (z. B. eine Emissionssteuer SO 2-Abgabe) für das Unternehmen Anreize, sich für den Einsatz einer ohne staatliche Hilfe entwikkelten integrierten Prozeßtechnologie zu entscheiden, so kann davon ausgegangen werden, daß die Emissionssteuer effizient ist. Dies kann anders sein, wenn die integrierte Technologie sich erst durch staatliche Förderpolitik als rentabel erweist, die unternehmerische Entscheidung also erst durch (indirekte) Subventionierung möglich wird. Unterstellt man jedoch -wofür angesichts des dominanten Technologiedesigns einiges spricht -, daß sich Unternehmen langfristig auf einem „falschen“, kostenträchtigen technologischen Pfad bewegen und erst durch staatliche Hilfe dazu gebracht werden, diesen Pfad zu wechseln, so kann staatliche Förderpolitik durchaus effizient und letztlich die einzig reale Möglichkeit sein.

Eine Inputsteuer (z. B. auf Energie oder bestimmte Materialien) gilt bezüglich der Reduktion einer Emission nicht ohne weiteres als effizient. Der Grund dafür liegt darin, daß die Unternehmen ihre Anstrengungen lediglich auf die Vermeidung schadstoffhaltiger Inputs richten, während sie keinen Anreiz erhalten, die in der Produktion anfallenden Emissionen durch Beseitigungsaktivitäten zu verringern.

Bei „ökologischer Ungewißheit“ ist festzuhalten, daß nicht die Gefahr der Substitution von bekanntermaßen schädlichen durch potentiell schädliche Emissionen besteht. Integrierte Technologien sind ja darüber bestimmt, daß bei ihnen die Reduktion einer Emission nicht zu Ausweichreaktionen auf andere Emissionen führt. Gelingt es, durch die Einführung von Emissionssteuern die Einführung von integrierten Technologien zu induzieren, so ist mit derselben Begründung wie oben Effizienz gegeben. Ist die Ergänzung durch staatliche Subvention notwendig, so ist auch dies nicht automatisch ineffizient. Der Grund liegt hier vor allem darin, daß bei ökologischer Ungewißheit den Kosten durch die staatliche Förderung ein erhöhter Nutzen durch die Reduktion von potentiell schädlichen Emissionen gegenübersteht.

Auch eine Inputsteuer ist bei ökologischer Ungewißheit nicht unbedingt ineffizient. Mit ihrer Hilfe wird, vermittelt über die Reduktion der Inputs, ein breites Emissionsspektrum reduziert. Da auf diese Weise auch potentiell schädliche Emissionen verringert werden, kommt es bei ökologischer Ungewißheit -im Gegensatz zum Fall ökologischen Risikos -zu einer zusätzlichen Kosteneinsparung durch vermiedene Schäden. Und diese Kosteneinsparung kann Verluste durch mangelnde Anreize, in der Produktion anfallende Schadstoffe durch Beseitigungsaktivitäten zu verringern, überkompensieren.

V. Zusammenfassung der Ergebnisse

Abschließend sollen die wichtigsten Ergebnisse zur Anwendbarkeit und zur Effizienz umweltpolitischer Konzeptionen bei den verschiedenen Arten ökologischer Unsicherheit zusammengefaßt werden. Tabelle 2 gibt einen Überblick über die Ergebnisse zur Anwendbarkeit.

Ingesamt muß man feststellen, daß Unsicherheiten tendenziell Ineffizienzen in umweltpolitische Entscheidungen hineintragen. Durch sorgfältige Wahl von Konzeptionen und Instrumenten kann das Ausmaß solcher Ineffizienzen klein gehalten werden. Wie Tabelle 2 zeigt, hat sich die in diesem Beitrag angewandte Taxonomie der ökologischen Unsicherheit angesichts der unterschiedlichen Anwendbarkeit der umweltpolitischen Konzeptionenals besonders fruchtbar erwiesen. Es sind wesentlich differenziertere Aussagen zur Anwendbarkeit dieser Konzeptionen möglich als bisher, wenn man die drei gewählten Kriterien zugrunde legt (vgl. Tabelle 1).

Die Unterteilung der ökologischen Unsicherheit nach der ökologischen Eigenschaft (erstes Kriterium) hat sich beim Haftungsrecht als besonders relevant herausgestellt. Nur bei „Schadensunsicherheit“ läßt sich diese Konzeption leicht anwenden. Was das Ausmaß ökologischer Unsicherheit angeht (zweites Kriterium), so haben Haftungsrecht und Risikoprämie einen Vorteil gegenüber innovationsorientierter Umweltpolitik, wenn der Fall des „ökologischen Risikos“ vorliegt. Im Falle „ökologischer Ungewißheit“ ist die Konzeption des Haftungsrechts nur mit Problemen anwendbar, während die allgemeine Risikoprämie diese Art der Unsicherheit eher erhöht (Ausweichreaktionen auf nicht regulierte Emissionen). Eindeutig vorteilhaft erweist sich hier die Konzeption der innovationsorientierten Umweltpolitik.

Was die Anzahl der Emittenten (drittes Kriterium) angeht, so sind bei wenigen Emittenten alle drei umweltpolitischen Konzeptionen gleichermaßen anwendbar. Sind dagegen viele Emittenten mit im Spiel, so ist das Haftungsrecht im Nachteil, weil es im Falle „ökologischer Ungewißheit“ nicht greift.

Verbindet man die Aussagen zur Anwendbarkeit und zur Effizienz, so läßt sich feststellen, daß offenbar eine Art trade-offzwischen diesen beiden Kategorien existiert: Je breiter die Anwendbarkeit -wie bei der innovationsorientierten Umweltpolitik -, um so weniger sind präzise Aussagen zur Effizienz der Konzeptionen möglich. Je genauer aber die Effizienz zu bestimmen ist -wie beim Haftungsrecht um so kleiner ist der Anwendungsbereich der Konzeptionen bei ökologischer Unsicherheit. Die Umweltpolitik -die Gesellschaft -muß wählen, was ihr wichtiger ist.