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Die ökologisch kontraproduktiven Wirkungen, Denkfehler und Fallstricke der bisherigen ökonomischen Paradigmen

  • Mario Fischer
Part of the Gabler Edition Wissenschaft book series (GEW)

Zusammenfassung

Die Tatsache, daß Umweltschutz in allen Umfeldern, die ein Unternehmen umgeben, zu einem wichtigen Element geworden ist, ist in der Literatur mittlerweile unumstritten. Statt einer systemorientierten Aufteilung von unternehmensexternen Umfeldern und einer Einordnung von beobachtbarer Trends in diese Umfelder, soll im folgenden pragmatisch auf wichtige, die vorherrschenden Paradigmen konstituierende Kontextfaktoren eingegangen werden, deren Ausarbeitung zum Verständnis der „misfit“-Beziehung von Ökonomie zu Ökologie fruchtbarer erscheinen. Nach einer ersten Annäherung an das Themengebiet der Ökologie erfolgt eine Untersuchung der Input-Outputbeziehungen von Unternehmen mit ihrer Umwelt. Hierzu wird Rückgriff auf das Paradigma der „Knappheit regenerativen Ressourcen“ sowie das der ökologisch fruchtbaren Unterscheidbarkeit zwischen „konformen“ und „non-konformen“ Produktionsoutput genommen. Bei einer beispielhaften Betrachtung der oftmals vernachlässigten Systemwirkungen logistischer Aktivitäten wird das Bilanzierungsdefizit dieser Aktivitäten und die Eindimensionalität wirtschaftlicher und gesellschaftspolitischer Argumentationen deutlich. Bei der Anwendung der Allmende-Theorie auf das ökologische Problem sowie der Analyse von generellen Externalisierungsmöglichkeiten für produzierende Unternehmen wird die Zwangsläufigkeit der Erzeugung von Umweltschäden deutlich. Die Denkfehler des vorherrschenden Paradigmas anthropogener Steuer- und Beherrschbarkeit des Produktionsfaktors „Umwelt“ lassen sich dabei besonders deutlich herausarbeiten.

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Literatur

  1. 87.
    Vgl. Frey 1972Google Scholar
  2. 88.
    Vgl. Hazelton 1973Google Scholar
  3. 89.
    Vgl. Siebert 1973Google Scholar
  4. 90.
    Vgl. Freitag et al. 1973Google Scholar
  5. 91.
    Vgl. Leipert 1988bGoogle Scholar
  6. 92.
    Vgl. Bender 1976Google Scholar
  7. 93.
    Vgl. hierzu insbesondere RSU 1975; Benkert 1977; Benkert; Zimmermann 1979; Benkert et al. 1990; Hansjtirges 1992. Gegen den Einsatz von Umweltschutzabgaben argumentiert Bonus 1992, S. 11–15Google Scholar
  8. 94.
    Vgl. Schneider; Sprenger 1984; Endres 1986; Kemper 1989;Wilhelm 1990; für einen Überblick vgl. Förster 1990Google Scholar
  9. 95.
    Vgl. Bonus 1990; Kemper 1989, v.a. S. 42–63; Heister; Michaelis 1991; für einen kurzen Überblick vgl. Endres 1985, S. 33–47Google Scholar
  10. 96.
    Vgl. die Sammelbände von Beckenbach; Schreyer 1988 und Diefenbacher; Habicht-Erenler 1991; vgl. auch Wicke 1987 und Leipert 1989Google Scholar
  11. 97.
    Vgl. z.B. Siebert 1983; Stöbele 1987 und mit energetischem Bezug Erdmann 1992Google Scholar
  12. 98.
    Vgl. Pfeiffer et al. 1976Google Scholar
  13. 99.
    Vgl. Lange 1978Google Scholar
  14. 100.
    Vgl. hjerzu Strebel 1980, dessen Monographie als einer der ersten umfassenden Beiträge auf dem Gebiet der betriebswirtschaftlichen Beschäftigung mit dem Thema „Umwelt“ angesehen werden kann. Strebel hat darin auf der Basis des entscheidungsorientierten Ansatzes Umwelt in die Betriebswirtschaft einzugliedern versucht.Google Scholar
  15. 101.
    Vgl. Müllendorf 1991Google Scholar
  16. 102.
    Vgl. Steger 1988bGoogle Scholar
  17. 103.
    Vgl. Seidel; Menn 1988Google Scholar
  18. 104.
    Wagner spricht vor allem im Bereich von praktischen Einzelfragen von einem „...beinahe explosionsartigen Anwachsen der Zahl von Beiträgen“; Wagner 1990, S. 4Google Scholar
  19. 105.
    Vgl. Senn 1986Google Scholar
  20. 106.
    Zur besonders hohen Fruchtbarkeit eines solchen Ansatzes auf ökologische Fragestellungen vgl. Seidel, Menn 1988, S. 35–36Google Scholar
  21. 107.
    Vgl. Steger 1988b; 1990Google Scholar
  22. 108.
    Vgl. Hopfenbeck 1990 und 1991, S. 855–1107Google Scholar
  23. 109.
    Vgl. Wicke 1982Google Scholar
  24. 110.
    Vgl. Kreibich 1991Google Scholar
  25. 111.
    Vgl. Schreiner 1991Google Scholar
  26. 112.
    Vgl. Kreikebaum 1992Google Scholar
  27. 113.
    Vgl. Stölzle 1993Google Scholar
  28. 114.
    Vgl. Rubik 1992, S. 328–336; o.V. 1987, S. 33–41Google Scholar
  29. 115.
    Für einen umfassenden Überblick über die Begriffsdiskussion zur Öko-Bilanz vgl. Schaltegger; Sturm 1992a, S. 68–72Google Scholar
  30. 116.
    Vgl. hierzu die Ausführungen der Arbeitsgruppe Ökobilanzen der Umweltbundesamtes, Arbeitsgruppe Ökobilanzen 1992, S. 17 Für eine weitergehende Beschreibung vor allem der vier Teilbereiche Betriebs-, Prozeß-, Produktbilanz und Substanzbetrachtung einer Öko-Bilanz vgl. Hallay 1990 S. 30–40. Zu den wichtigsten unterschiedlichen Ökobilanzierungskonzepten vgl. Hopfenbeck 1992, S. 1142–1150; Stahlmann 1992a, S. 426Google Scholar
  31. 117.
    Vgl. Peter 1992b, S. 12Google Scholar
  32. 118.
    Vgl. Arbeitsgruppe Ökobilanzen 1992, S. 15. Bereits ein einfacher Vergleich zweier Alternativen (Stahl vs. PVC) bei der relativ anspruchslosen Teilkomponente „Staubsaugerrohr“ schlug bisher fehl, trotz aufgewendeter sechs Mann-Monate. Vgl. Weule 1994, S. 15. Generell überwiegt bisher, von marketingorientierten Euphorien abgesehen, eher noch die Skepsis. Vgl. Friedl 1992b, S. 9; Peter 1992a, S.2; Neitzel 1992, S. 10; Rubner 1992, S. 45; o.V. 1994p, S. 37Google Scholar
  33. 119.
    Stoff- und Energiebilanzen werden oftmals auch innerhalb einer Öko-Bilanz verwendet.Google Scholar
  34. 120.
    Vgl. Freimann 1990, S. 185Google Scholar
  35. 121.
    Vgl. Strebel 1992b, S. 11–12; Kreikebaum 1992, S. 265f; Strebel 1990, S. 705–707; Haas 1989; S. 131; Hofmeister 1989, S 81. Diese Bilanzierung ist nur möglich, soweit eine Umwandlung von Masse in Energie und vice versa nach der Frmel E=mc2 ausgeschlossen bleibt. Vgl. Strebel 1992b, S. 10; Schultze; Hassan 1981, S. 23. Eng verwandt mit Energie- und Materialbilanzen ist die Input-Outputanalyse. Vgl. Ringeisen 1988, S. 500–502; Stahlmann 1993, S. 110f.Google Scholar
  36. 122.
    Vgl. Müller-Wenk 1986; ders. 1978; Braunschweig 1986; Seidel; Strebel 1991 S. 21Google Scholar
  37. 123.
    Vgl. Müller-Wenk 1986, S. 259Google Scholar
  38. 124.
    Vgl. Kreikebaum 1992, S. 266Google Scholar
  39. 125.
    Vgl. Müller-Wenk 1986, S. 263; Müller-Wenk 1978, S. 36Google Scholar
  40. 126.
    Vgl. Stahlmann, 1993, S. 116; Schreiner 1991, S. 269Google Scholar
  41. 127.
    Zu den Aufgaben eines für eine umweltorientierte Unternehmensführung erweiterten Rechnungswesens vgl. allgemein Schreiner 1992, S. 470f.Google Scholar
  42. 128.
    Vgl. Schaltegger; Sturm 1992b, S. 147. Eine Internalisierung externer Kosten hat auch das Konzept von Kloock und Roth, sowie die von Wagner; Janzen entwickelte Umweltbudgetrechnung zum Ziel. Vgl. Roth 1992, S. 73–76; Wagner 1992, S. 925–927; Wagner; Janzen 1991, S. 124–129; Kloock 1990b, S. 139–154; Kloock 1990c, S. 22–30Google Scholar
  43. 129.
    Vgl. Heigl 1974, S. 2265–2268Google Scholar
  44. 130.
    Dazu zählen z.B. Veränderungen von Umweltabgaben, -steuern und -Versicherungen, die von Zulieferunternehmen pauschal über Gemeinkosten verrechnet werden. Vgl. Schreiner 1992, S. 475Google Scholar
  45. 131.
    Vgl. Sprüngli 1981, vor allem S. 25Google Scholar
  46. 132.
    Vgl. Pfriem 1986, 1989a und 1989bGoogle Scholar
  47. 133.
    Vgl. Picot 1977, vor allem S. 15Google Scholar
  48. 134.
    Vgl. Faber et al. 1993Google Scholar
  49. 135.
    Vgl. Knizia 1992Google Scholar
  50. 136.
    Vgl vor allem Freimann 1979, aber auch 1987 und 1989Google Scholar
  51. 137.
    Vgl. Maier-Rigaud 1988Google Scholar
  52. 138.
    Vgl. Türk 1990bGoogle Scholar
  53. 139.
    Vgl. Binswanger 1992Google Scholar
  54. 140.
    Für einen Überblick über den Stand der kritischen volkswirtschaftlichen Diskussion über die ökologische Herausforderung vgl. Beckenbach 1991Google Scholar
  55. 141.
    Vgl. Seidel, Menn 1988, S. 27.Google Scholar
  56. 142.
    Bei Stoff- und Energiebilanzen und auch der Input-Output-Analyse liegen zwar physikalische Betrachtungsweisen zu Grunde, es wird aber auch hier nur über den Verbleib der eingesetzten Objekte bilanziert. Verteilungsänderungen im Umsystem durch Entnahme und Abgabe von Materie und Energie werden nicht erfaßt.Google Scholar
  57. 143.
    „...viele Beiträge zur Umwelt- und Ressourcenökonomie [geben, M.F.] die physikalische Realität, vor allem die Phänomene Zeit, Unsicherheit und Irreversibilität ökonomischer und ökologischer Prozesse nur verknappt oder gar nicht wieder.“ Stephan 1991, S. 327Google Scholar
  58. 144.
    Buchhalterische oder kostenrechnerische Geld- bzw. Kostenflüsse stellen z.B. solche „Schattenflüsse“ dar.Google Scholar
  59. 145.
    Schneider 1984, S. 18Google Scholar
  60. 146.
    Vgl. Steinle et al. 1993, S. 9; Ähnlich auch Beckenbach 1993, S. 3; Wagner 1990, S. 5Google Scholar
  61. 147.
    Vgl. RSU 1987, Tz 9. Eine andere Einteilung nehmen beispielsweise Schaltegger; Sturm vor. Sie unterteilen die Funktion der Umwelt in „Lieferant von Inputs“ (Verbrauch und Nutzung stofflicher Ressourcen; Entnahme energetischer Ressourcen) und „Aufnahmemedium für Outputs“ (Stoffliche und Energetische Emissionen [hier ist wahrscheinlich Immission’ gemeint, da Emission keine Aufnahmefunktion sein kann; M.F.]). Vgl. Schaltegger; Sturm 1992a, v.a. S. 7. Dieser Ansatz wird von dem oben verwendeten voll eingeschlossen und ist um wichtige Umweltfunktionen, wie z.B. die Informationsfunktion erweitert. Dies erscheint notwendig, da Schadstoffwirkungen sonst nicht erfaßt werden können. Vgl. auch die Umweltfunktionen bei Senn 1986, S. 50–52Google Scholar
  62. 148.
    Wörtlich aus dem Griechischen übersetzt bedeutet „Ökologie“ die Lehre vom HaushaltGoogle Scholar
  63. 149.
    Müller 1991, S. 15. Klaus weist allerdings ausdrücklich darauf hin, daß sich in die Ökonomie mittlerweile die Rolle des Menschen in der Natur mit einbeziehen muß. „In dieser Sicht ist kein guter Ökonom, wer nicht stets seine rationalen Entscheidungen für diesen Gesamtbereich einsetzt...“ Klaus, J. 1994, S. 15 (Hervorhebung im Original)Google Scholar
  64. 150.
    Zitiert nach Menke-Glückert 1988, S. 55. Zu den Anfängen der Ökologie als Wissenschaft vgl. Trepl 1987.Google Scholar
  65. 151.
    Zitiert nach Worster 1977, S. 192Google Scholar
  66. 152.
    „Doch in nicht wenigen Fällen handelt es sich dabei um einen Etikettenschwindel, den auch Blauer Engel und Grüner Punkt nicht kaschieren können.“ Diener 1992, S. B1Google Scholar
  67. 153.
    Der Begriff „Ökosystem“ wurde 1928 von Tansley geprägt. Vgl. Trepl 1987, S. 189Google Scholar
  68. 154.
    So etwa sinngemäß Schreiner 1991, S. 6; Müller 1991, S. 18–20; Hopfenbeck 1990, S. 57; Kreeb 1979; Ellenberg 1973.Google Scholar
  69. 155.
    Bossl 1990. S. 70 stellvertretend für viele. Anders Luhmann, der auf die Verwirrung im Sprachgebrauch hinweist, ökologische Interdependenzen oder Gleichgewichte als „System“ zu bezeichnen. Vgl. Luhmann 1990, S. 21, Fußnote 17Google Scholar
  70. 156.
    “Für Ökosysteme gelten die Gesetze der Systemtheorie.“ Bossl 1990. S. 69Google Scholar
  71. 157.
    Vgl. z.B. Haber, der über den möglichen Beitrag der Ökosystemforschung zur Entwicklung der menschlichen Umwelt berichtet. Er definiert Ökosystem dabei widersprüchlich als „... höhere Organisationsebene der Materie ..., die oberhalb der Ebene des Individuums liegt. Es ist ein Wirkungsgefüge von Lebewesen und deren unbelebter Umwelt...“ Haber 1980, S. 39Google Scholar
  72. 158.
    Vgl. hierzu auch Luhmann 1990, S. 22Google Scholar
  73. 159.
    Kreikebaum 1992, S. 258Google Scholar
  74. 160.
    Strebel 1992a, S. 439; vgl. auch Strebel 1981, S. 515Google Scholar
  75. 161.
    Masuhr et al. weisen darauf hin, daß viele Begriffe der Wissenschaft mangels Substitutionsmöglichkeit der Alltagssprache entstammen. „Jeder Nicht-Fachmann, der die wissenschaftlichen Beobachtungen nicht kennt oder nicht zu interpretieren vermag, assoziiert damit entsprechend oft irreführende, manchmal sogar ‘bis ins Gegenteil verharmlosende’ Aussagen.“ Masuhr et al. 1992, S. 281Google Scholar
  76. 162.
    Vgl. Teufel 1990, S. 42. Sämtlicher Kohlenstoff der Erde war bisher rund 600mal Basis für Rohstoff, Biomasse und Abbauprodukt. Jedes einzelne Stickstoffatom wurde 200.000mal ein- und ausgeatmet. Der gesamte Wasservorrat wurde bisher rund 50.000mal von Lebewesen aufgenommen, in deren Organismen umgewälzt und wieder ausgeschieden. „Wird es dagegen nur einmal zur Papierherstellung oder in der chemischen Industrie als Lösungsmittel verwendet, ergießt es sich als giftige, stinkende Brühe in einen Abwasserkanal und verseucht unsere Flüsse, das Grundwasser und die Meere.“ Teufel 1990, S. 45Google Scholar
  77. 163.
    Vgl. zum „Prinzip Eigennutz“ ausführlich Wickler; Seibt 1991, v.a. S. 222–231 und 261–278Google Scholar
  78. 164.
    Zur logistischen Wachstumskurve von natürlichen Systemen vgl. Vester 1990, S. 73Google Scholar
  79. 165.
    Vgl Vester 1990, S. 29Google Scholar
  80. 166.
    Zum Problem der Beschränktheit natürlicher Rohstoffreserven vgl. Zahn 1973Google Scholar
  81. 167.
    Vgl. z.B. Wicke 1982, S. 343; Bossel 1990, S. 151; Stahlmann 1991, S. 261.Google Scholar
  82. 168.
    Eine der wenigen Ausnahmen bildet die kritische Diskussion von Aage 1984, S. 105–113Google Scholar
  83. 169.
    Als Materie wird in dieser Arbeit alles verstanden, das eine Masse und Raumerfüllung entweder als homogener Stoff oder als Stoffmischung hat. Vgl. RSU 1991, S. 19 Ziffer 16Google Scholar
  84. 170.
    Zu beachten ist, daß bei unbestimmten Zeitskalen prinzipiell alle Ressourcen erneuerbar sind. Vgl. Held 1993, S. 6Google Scholar
  85. 171.
    Natürlich muß auch auf die Folgen einer zu starken Veränderung eines Biotops durch z.B. verstärkte Erosionsanfälligkeit hingewiesen werden.Google Scholar
  86. 172.
    „Allein die Herstellung des Düngers für einen Hektar Getreidefeld beansprucht Energie von mehreren hundert Litern Heizöl“ Bart; Weimper 1992, S. 48Google Scholar
  87. 173.
    Einige Eigenschaften bestimmter Stoffe wie z.B. der hohe Schmelzpunkt bei Wolfram oder die katalytischen Vorteile von Platin werden nach heutigem Kenntnisstand von Substitutionsstoffen nicht erreicht. Vgl. Bossl 1990, S. 115. Dies schließt aber prinzipiell die Substitionsmöglichkeit durch zukünftige Forschungserfolge nicht aus. Zu einem konträren Standpunkt vgl. Daly 1990Google Scholar
  88. 174.
    Solche von knappen Ressourcen induzierte Technologieübergänge waren in der Vergangenheit allerdings eher selten zu beobachten. Vielmehr war hier die Erhöhung der Arbeitsproduktivität und damit verbunden die Senkung der Lohnkosten ökonomische Motivation. Vgl. Binswanger 1992, S. 241Google Scholar
  89. 175.
    Zu Substitutionsbeispielen wichtiger Metalle vgl. Köhler 1980, S. 25Google Scholar
  90. 176.
    Vgl. Rohn 1972, S. 77Google Scholar
  91. 177.
    Vgl. zur wissenschaftlich begründeten Unmöglichkeit von Prognosen umfassend Staudt 1974 und Schneider 1984, für einen Überblick vgl. Urban 1972Google Scholar
  92. 178.
    Zu Herleitung und Aufbau der Formel vgl. Bossel 1990, S. 106Google Scholar
  93. 179.
    In der betriebswirtschaftlichen Literatur wird dieser Aspekt bei der Darstellung von Recycling als umweltpolitisches Instrument zumeist nicht thematisiert. So z.B.bei Türk 1990a, S. 81; Berg 1979, S. 202–203; Schultheiß 1978, S. 51 oder Pfeiffer et al. 1975, S. 203Google Scholar
  94. 180.
    Ähnlich Schmidt-Bleek 1994, S. 96Google Scholar
  95. 181.
    Zur Vermeidung von Mißverständnissen muß an dieser Stelle auf die Verwendung der Terminologie „absehbare Zeit“ besonders hingewiesen werden. Denn wie später noch gezeigt wird, ist die Ressourcenproblematik durch technologische Substitution keineswegs als nachhaltig im Sinne von „dauerhaft gelöst“ zu betrachten!Google Scholar
  96. 182.
    Vgl. Dögl 1986, S. 22Google Scholar
  97. 183.
    Vgl. Riebel 1981, S. 296. Die Relevanz der Wirkungen solcher Kuppelprodukte für alle am Wirtschaftsprozeß Beteiligten zeigt Klaus auf, wenn er schreibt: „Die wirtschaftlichen Aktivitäten bestimmter Wirtschaftssubjekte fuhren über eine Assimilationsfunktion zu den Emmissionen. Diese fuhren über eine Assimilationsfunktion in Abhängigkeit von den Naturgegebenheiten in den Medien und in Abhängigkeit von dem Infrastrukturapparat zu den Immissionen, d.h. zu einer bestimmten Medienqualität. Von letzterer werden entsprechend andere Wirtschaftseinheiten über eine Schadenswirkungsfunktion betroffen“ Klaus, J. 1987, S. 267Google Scholar
  98. 184.
    „Abfallwirtschaft“ umfaßt die Gesamtheit betrieblicher Entscheidungen zur Abfallbewältigung, die inhaltlich sowohl die Abfallbehandlung, als auch die Abfallvermeidung enthält. Vgl. Strebel 1978, S. 847Google Scholar
  99. 185.
    Vgl. RSU 1991, S. 111, Ziffer 401; vgl. Klaus, J. 1992, S. 56. Eine der ersten Auseinandersetzungen mit der Thematik findet sich bei Riebel 1955 und Kapp 1958Google Scholar
  100. 186.
    Vgl. hierzu Riebel 1955, S.18; Gutenberg 1969, S. 122; Mellerowicz 1963, S. 142–144.Google Scholar
  101. 187.
    Vgl. Strebel 1980, S. 14. Ähnlich Müller-Mehrbach 1983Google Scholar
  102. 188.
    An dem angeführten Beispiel werden die seltsamen „Blüten“ besonders deutlich, die die Suche nach solchen Märkten für Kuppelprodukte treiben kann: Zum einen wurde mit den PVC-Verpackungen ein breiter Massenmarkt erzeugt, dessen Abnahmesog die eigentlichen Primärprodukte zunehmend in den Hintergrund treten ließen. Zum anderen wurden auch besonders unrühmliche Absatzmärkte z.B. für die Anwendung als Giftgas gefunden oder die Weitervermarktung von Paradichlorbenzol -eigentlich „klassischer“ Sondermüll“- zur WC-Duftsteinen und Sargstreumitteln.Google Scholar
  103. 189.
    Abwärme könnte analog der stofflichen Terminologie bezeichnet werden als „Energieabfall“, der in Form von nicht genutzter Wärme anfällt. Vgl. Beck; Goettling 1973a, S. 2Google Scholar
  104. 190.
    Der Rat von Sacherständigen für Umweltfragen bemerkt hierzu: „Angesichts der Problematik auf dem Gebiet der Abfallbeseitigung... muß die bisher geringe Beachtung erstaunen, die die Ökonomie diesem Umweltbereich zuteil werden ließ.“ RSU 1991, S. 121 Ziffer 439Google Scholar
  105. 191.
    Vgl. hierzu die Ausführungen von RSU 1991, S. 24 Ziffer 32Google Scholar
  106. 192.
    Seidel fordert, den betrieblichen Umweltschutz als fünftes Oberziel neben Leistungs-, Erfolgs-, Liquditäts- und Sozialziel wirtschaftlicher Unternehmungen zu integrieren. Vgl. Seidel 1989, S. 75. Aufgrund des Externalisierungscharakters eines Teils industrieller Produktionskosten ist dabei vor allem auf die nicht zu unterschätzenden Zielkonflikte mit einem richtig verstandenem Sozialziel zu achten.Google Scholar
  107. 193.
    Nach dem bisherigen naturwissenschaftlichen Wissensstand kann es nicht-belastende industriellen Aktivitäten nicht geben. Dies wird ausführlich an späterer Stelle erörtert werden.Google Scholar
  108. 194.
    So auch Strebel 1984, S. 341 und 1992a, S. 439Google Scholar
  109. 195.
    Entweder in diesem Licht oder als Beispiel für die Weigerung der Anerkennung elementarer physikalischer Zusammenhänge müssen wohl Publikationen gesehen werden, in denen „umweltfreundliche“ Produktionsverfahren als Antwort auf das Umweltproblem gegeben werden. Vgl. z.B. „Ökologisch produzieren — Zukunft der Wirtschaft durch umweltfreundliche Produkte und Produktionsverfahren“ von Kreibich et al. 1991Google Scholar
  110. 196.
    Vgl. in diesem Zusammenhang das Bemühungen des „Öko-Marketings“ zu Glaubwürdigkeit durch gegenteilige Aussagen zu gelangen bei Neubauer 1992, S. 21. Ein kurzer Aufriß zwischen Anspruch und Wirklichkeit von Unternehmensleitlininen findet sich bei Oberholz 1992, S. 72f.Google Scholar
  111. 197.
    Huber 1991, S. 139Google Scholar
  112. 198.
    Vgl. Hopfenbeck 1991, S. 907; Schaltegger und Sturm sind der Meinung, daß „...der vielzitierte Konflikt Ökonomie-Ökologie in seiner generellen Form überwindbar ist...“ Schaltegger; Sturm 1992c, S. 75Google Scholar
  113. 199.
    vgl Thielemann 1990, S. 44f; Seidel 1989. Durch externe Impulse wie wandelnde Verbrauchereinstellungen kann sich jedoch in Teilbereichen Zielkonformität einstellen. Vgl. Strebel 1981, S. 514; Stahlmann 1988, S. 44f. Vgl. in diesem Zusammenhang auch den Beitrag von Wager 1990, S. 1–28Google Scholar
  114. 200.
    Ein Einführung in die allokationstheoretische Umweltökonomie geben Endres 1993 und Tietenberg 1992; zur Vertiefung vgl. Ströbele 1987Google Scholar
  115. 201.
    Unter externen Effekten versteht man die „...unmittelbaren Auswirkungen der ökonomischen Aktivitäten eines Wirtschaftssubjektes auf die Produktions- oder Konsummöglichkeiten anderer Wirtschaftssubjekte, die vom ‘Verursacher’ nicht berücksichtigt werden und -im Gegensatz zu anderen ökonomischen Transaktionen- zwischen den Beteiligten keine Rechte auf Entgelt oder Kompensation begründen.“ Bössmann 1979, S. 95, (Hervorhebungen im Original); Zum Problem der externen Effekte vgl. auch ausführlich Kapp 1979, Leipert 1988a und 1989 und Wicke 1987. Zu den Problemen der Externalisierung ökologischer Kosten vgl. Leipert 1992. Eine Definition von technologischen externen Effekten geben Ewers et al. 1990, S. 21f. Externalisierungen sind nicht bereits per se als wirtschaftlich negativ anzusehen, sondern ganz allgemein in allen Unternehmensbereichen identifizierbar. Dort bedeutet Externalisierung die Möglichkeit zum make or buy, also der Verringerung der eigenen Leistungstiefe. Zur klassischen Frage „Eigenfertigung oder Fremdbezug“ vgl. Männet 1981; vgl. Ihde 1988. Aktuell zur Externalisierung z.B. logistischer Transportfünktionen vgl. Bretzke 1991 und Pohlmann; Stiebitz 1991 Für einen umfassenden Literaturüberblick, vor allem zur Funktionsexternalisierung vgl. statt vieler Sydow 1992, S. 106–109. Kreibich weist darauf hin, daß „...die Externalisierung der Rohstoffkosten und Abfallbeseitigung des Wirtschaftens die verheerendste Prämisse der Industriezivilisation...“ ist. Kreibich 1991, S. 139Google Scholar
  116. 202.
    Mit „unsensiblen“ Bereichen sind hier solche gemeint, in denen ökologische Veränderungen durch wirtschaftliches Handien nicht unmittelbar bemerkt bzw. noch nicht überwacht werden.Google Scholar
  117. 203.
    Vgl. hierzu die Analyse von Hardin 1968, S. 1243–1248; vgl. auch Huber 1991, S. 58, Seidel 1992, S. 98, Fischer 1992, S. 66. Vgl. zur generellen Problematik des Dilemmas von kollektiven Gütern vor allem auch den ‘Pionierbeitrag’ von Olson 1968Google Scholar
  118. 204.
    Seidel 1992, S. 98Google Scholar
  119. 205.
    Vgl. Meffert et al. 1986, S. 141–143Google Scholar
  120. 206.
    Vgl. hierzu die in Fußnote 20 auf Seite 5 der vorliegenden Arbeit zitierten Ergebnisse einer Studie.Google Scholar
  121. 207.
    Edzard Reuter bemerkt beispielsweise hierzu: „Man kann es auf die einfache Formel bringen: Der Markt muß den Umweltschutz honorieren, der Verbraucher muß bereit und in der Lage sein, für umweltfreundliche Produkte mehr zu bezahlen.“ Reuter 1991, S. 17Google Scholar
  122. 208.
    Vgl. Schwarz 1994, S. 1; vgl. Weizsäcker 1994b, S. B3Google Scholar
  123. 209.
    Eine Studie des Rheinisch-Westfälischen Instituts für Wirtschaftsforschung (RWI) und des Deutschen Instituts für Wirtschaftsforschung (DIW) belegt, daß immaterielle Imagegewinne aufgrund umweltrelevanter Engagements eine verstärkte Beudeutung erhalten. Vgl. Dreesbach 1993, S. 7Google Scholar
  124. 210.
    Dieser höhere Preis muß sich natürlich auch in einem aus Verbrauchersicht angemessenen Verhältnis bewegen — unabhängig von den tatsächlichen Kosten in Investition und Betrieb von Umweltschutzmaßnahmen.Google Scholar
  125. 211.
    Vgl. zur nachfrageblockierten Differenzierung Servatius 1985, S. 276f.Google Scholar
  126. 212.
    Vor allem nach „Umweltskandalen“ von Produkten ist eine allgemeine „Ökologisierung“ dieser betroffenen Produkte zu verzeichnen. So ließ ein Hersteller von Babynahrung beispielsweise sofor ach Lindan-Funden in seinen Produkten 17.000 Gläser vom Markt nehmen und verlauten: wird jetzt unser Standard“. Vgl. o.V. 1994d, S. 18Google Scholar
  127. 213.
    Bisher „versickerte“ das Aufkommen der Abwassergebühren fast restlos in der Verwaltung zur Erhebung dieser Abgaben. Durch die niedrigen Abgaben bestehen faktisch keine ökonomische Anreizwirkung zur Vermeidung von Wasserverschwendung. Die Zusatzbelastungen lagen bis vor kurzem noch im Pfennigbereich. Vgl. Hopfenbeck 1991, S. 866. Dies ist umso verwunderlicher, wenn man berücksichtigt, daß der „Anteil“ an den gesamten Feststoffabfällen aus der Abwasserreinigung hierzulande umgelegt 72 kg pro Einwohner und Jahr beträgt. Vgl. o.V. 1993c, S. 4. Weiterhin hat das relativ geringe Risiko der Aufdeckung von Verstößen gegen Wasserschutzverordnungen sowie das Vollzugsdefizit nach dem tatsächlichen Aufdecken solcher Verstöße einen wassersparenden Umgang eher im Wege gestanden. Vgl hierzu die umfassende emprische Analyse von Mayntz; Bohne 1978Google Scholar
  128. 214.
    Zur Forderung, daß Preise die „ökologische Wahrheit“ widerspiegeln sollen vgl. Weizsäcker 1991, S. 63–72Google Scholar
  129. 215.
    Hier i.S.v. Deponieraum für aus dem Wirtschaftsprozeß ausgeschiedene Stoffe.Google Scholar
  130. 216.
    Diesen Mißstand abzustellen artikuliert die Forderung nach einer “Internalisierung externer Kosten“. Eine Realisierung dieses Prinzips ist jedoch bisher an der Bewertungsproblematik gescheitert. Die Frage “Wieviel DM ist ein Kubikmeter unverschmutzter Luft wert?“ wirft bereits weitere Fragen nach dem Grad bzw. der Relativität von “Unverschmutztheit“ auf. Ungeachtet dessen ist beispielsweise heute bereits eine Reinigung verunreinigter Böden -derzeit gibt es in der Bundesrepublik etwa 250.000 Verdachtsflächen- auf den Belastungsnullwert definitiv nicht mehr bezahlbar. Vgl. von der Weiden 1994, S. 17Google Scholar
  131. 217.
    Zu einer mit Produktmengensteuern erreichbaren Verminderung der Immissionsbelastung vgl. Binder 1994, S. 186–190Google Scholar
  132. 218.
    Vgl. Hautau et al. 1987, S. 7Google Scholar
  133. 219.
    Vgl. Strebel; Hildebrandt 1989, S. 102Google Scholar
  134. 220.
    Mittels einer ähnlichen Formel berechnet z.B. auch BMW nach der eigenen Werknorm 113 99.0 die technisch-wirtschafltiche „Kreislaufeigung“ für Materialien. Vgl. Franze 1994, S. 59Google Scholar
  135. 221.
    Vgl. Teufel 1989, S. 44Google Scholar
  136. 222.
    Die zitierte Untersuchung wurde von Böge als Diplomarbeit an der Uni Dortmund angefertigt. Die Ergebnisse wurden unter dem Stichwort „Ein Erbeerjoghurt fahrt 3.494 km“ in einer Verlagsbeilage der „Zeit“ publiziert. Die Arbeit wurde außerdem mit dem Dynamit-Nobel-Preis für Logistik und Umwelt ausgezeichnet. Vgl. Hoppe; Gross 1993 und Böge 1992, S. 74Google Scholar
  137. 223.
    Atrazin, das im Verdacht steht, mutagene und kanzerogene Wirkungen beim Menschen zu verursachen, wurde 1991 in der Bundesrepublik verboten. Bis dahin stellte es eines der meistverwendesten Pestizide in der Landwirtschaft dar. Auch heute wird es noch in 40% aller Wasserproben nachgewiesen und gewisse Konzentrationsschwankungen lassen auf eine Mißachtung des Verbotes bzw. auf eine Weiterverwendung schließen. Auf europäischer Ebene wird wegen Wettbewerbsnachteilen bereits ernsthaft über eine Wiederzulassung von Atrazin und DDT diskutiert. Vgl. o.V. 1994i, S. 10; o.V. 1994q, S. 30Google Scholar
  138. 224.
    Diese Zahlen wurden einem Bericht des Nachrichtenmagazins Der Spiegel entnommen und sollen exemplarisch verwendet werden. Vgl. o.V. 1994a, S. 33. Die Kernaussage des Beispiels ist relativ robust, denn sie bleibt selbst bei einem unterstellten Schätzfehler der Kosten von über 100.000 % noch bestehen.Google Scholar
  139. 225.
    Ermittelt auf der Basis von 1989–1990. Vgl. Institut der Deutschen Wirtschaft 1990, Nr. 1 und 8Google Scholar
  140. 226.
    Gegenüber dem vorhergehenden Beispiel für outputverursachte Systemwirkungen wurden in der Studie allerdings (nur) die Umweltbelastungen der Inputstufen berücksichtigt. Vgl. Bohle 1994, S.47Google Scholar
  141. 227.
    Huber 1991, S. 58. Vgl. auch das Eingangszitat der vorliegenden Arbeit von Brecht. Zur utilitaristischen Ethik und den Problemen intertemporaler Generationsansprüche vgl. Birnbacher 1988 und Nutzinger, dessen „ökologische“ Ethik in einer anthropozentrisch-utilitaritischen Sichtweise fußt. Vgl. Nutzinger 1991, S. 227–243. Vgl. auch die erste von drei Fallstudien bei Gellerman o.J., S. 45–46. Zur intergenerativen Verteilungsgerechtigkeit vgl. kurz Held 1993, S. 6f.Google Scholar
  142. 228.
    Malik bemerkt hierzu: „Die Tatsache, dass in grösseren sozialen Systemen kaum irgendein Mitglied ein adäquates Modell über das tatsächliche Fuktionieren des Systems besitzt, fuhrt dazu, dass viele, in bester Absicht und mit grossem Können durchgeführte Aktionen dysfunktionale Effekte erzeugen. Meistens werden die negativen Wirkungen wegen der mangelhaften Integration von arbeitsteilig vollzogenen Tätigkeiten und wegen des Fehlens von schnell und direkt reagierenden Rückkoppelungsmechanismen erst spät und häufig an völlig anderen Stellen bemerkt“. Malik 1992, S. 93f.Google Scholar
  143. 229.
    Vgl. Sydow 1992, S. 169 und die dort zitierte LiteraturGoogle Scholar
  144. 230.
    Das sog. Gefangenendilemma geht auf Tucker zurück: Zwei Männer sind des Vergehens des Waffenbesitzes schuldig, werden aber eines Mordes verdächtigt, den sich nicht begangen haben. Sie werden getrennt voneinander gefangen gehalten. Da man jedoch für die Tat keine schlüssigen Beweise hat, macht der Staatsanwalt beiden wiederum getrennt voneinander den Vorschlag, denjenigen laufen zu lassen, der gegen den anderen vor Gericht aussagt und ihn belastet. Jeder Gefangene hat nun die Möglichkeit, entweder die Tat zu leugnen und ein halbes Jahr Gefängnis wegen des kleineren Vergehens verbüßen zu müssen oder den anderen des Mordes zu bezichtigen und frei auszugehen. Da beide Gefangenen diese Möglichkeiten rational durchdenken, aber nicht miteinander kommunizieren können, befinden sie sich in folgendem Dilemma: Wenn man der Wahrheit entsprechend den Mord leugnet und der andere einen, um freizukommen, belastet, muß man für 20 Jahre ins Gefängnis. Die beste Strategie wäre für beide, zu leugnen, aber das Risiko, dann vom anderen belastet zu werden, erscheint beiden zu hoch. So belasten sie sich in der Verhandlung gegenseitig, geben damit beide ein Verbrechen zu, das sie nicht begangen haben und werden daraufhin zu 20-jähriger Haft verurteilt. Vgl. Watzlawick 1984, S. 103–105, die Ausführungen von Seidel; Menn 1988 S. 45 und Sydow 1992, S. 169–171. Am Beispiel des Wettrüstens offenbart sich das Dilemma plastisch am realem Hintergrund. Beide Seiten empfanden es als widersinnig, unterließen es jedoch nicht, ständig weiterzurüsten, verbunden mit der Begründung, Waffen zu benötigen, um sie nicht einsetzten! zu müssen. Vgl. Huber 1991, S. 60. Bei näherer Betrachtung ist das Gefangenendilemma beim Umweltschutz nichts anderes, als die auf zwei Marktteilnehmer reduzierte Allmende-Tragödie. Eine nicht marktkonforme Umweltschonung wird vielfach unterlassen, um Wettbewerbern preislich nicht unterlegen zu sein. Die Folgen dieser Art des „Wettrüstens“ sind unter anderem mittlerweile in vielen Nahrungsmitteln enthalten. Vgl. Fußnote 8 auf Seite 3 der vorliegenden Arbeit. Die „invisible hand“ versagt bei Umweltzerstörung — individuelles Handeln führt eben nicht zum Besten aller. Vgl. Maier-Rigaud 1988, S. 82Google Scholar
  145. 231.
    Vgl. Seidel; Menn 1988, S. 45Google Scholar
  146. 232.
    Vgl. Zwätz 1994, S. 11Google Scholar
  147. 233.
    Vgl. Odrich 1994; Gandow 1994; Jung 1994Google Scholar
  148. 234.
    Um im Konjunkturtief die Wirtschaft nicht übermäßig zu belasten, beschränken sich die Maßnahmen dabei auf eine Erhöhung der Abgaben für Privathaushalte auf nicht-erneuerbare Ressourcen bei gleichzeitiger Entlastung durch eine verminderte Einkommensteuer. Vgl. Elbers 1994, S. 11Google Scholar
  149. 235.
    Zur Begriffsklärung vgl. Fußnote 201 auf Seite 46 der vorliegenden Arbeit.Google Scholar
  150. 236.
    Vgl. Klaus, J. 1994, S. 14Google Scholar
  151. 237.
    Die von ihm untersuchten externen Effekte waren von Funkenflug ausgelöste Brände auf Feldern, die in unmittelbarer Nähe von Eisenbahnschienen gelegen waren. Zitiert nach Masuhr et al. 1992, S. 200Google Scholar
  152. 238.
    Vgl. Maier-Rigaud 1988, S. 78 und S. 84Google Scholar
  153. 239.
    Oft ist allerdings in Fachbeiträgen die inhaltsleere Forderung zu finden, daß das Umweltproblem nur lösbar wird, wenn die externen Effekte ökonomischen Handelns internalisiert werden. So z.B. bei Schreiber 1994, S. 9 oder Kreibich 1994, S. 15. Dies hieße, nichts Geringeres zu leisten, als die vollständige Kenntnis über alle Arten von Umweltbelastungen mit ihren globalen und langzeitlichen Wirkungen zu kennen und vor allem in globalem Konsens bewerten zu können.Google Scholar
  154. 240.
    Vgl. hierzu auch Binder, der explizit auf die Möglichkeit eines Tausches von Aufnahmemedien sowie von Standortverlagerungen hinweist. Vgl. Binder 1994, S. 197Google Scholar
  155. 241.
    Vgl. Klaus, J. 1994, S. 16. „Das zu leugnen und nicht in eine Theorie einzubeziehen, hieße die Wirklichkeit in irreführender Weise zu stilisieren. Die wirtschaftliche Praxis, wie auch die ökonomische Theorie hat diese Missetat allerdings verschiedentlich begangen.“ ebd. Google Scholar
  156. 242.
    Klaus weist hierbei auf die potentiellen Gefahren einer „... Schwächung der zukünftigen Assimilationskapazität [natürlicher Systeme, M.F.] durch die heute produzierten Schadstoffe“ hin. Klaus, J. 1987, S. 265 (Hervorhebungen im Original)Google Scholar
  157. 243.
    Gore 1992, S. 170Google Scholar
  158. 244.
    Vgl. auch Schmidt-Bleek 1994, S. 97. Experten der Technikfolgenabschätzung (TA) meinen denn auch, daß man seit den 70-er Jahren in Einzeluntersuchungen „ertrinke“, die Gesamtzusammenhänge dagegen nicht bekannt wären. Generell wurde auf einem Technologie-Kongreß des schleswig-holsteinischen Landtags Skepsis gegenüber der Steuerbarkeit durch die TA geäußert. Vgl. Buhrfeind 1994, S. 14Google Scholar
  159. 245.
    Kümmel stellt hierzu fest, „...daß praktisch alle Chemikalien in Konzentrationen außerhalb — meist oberhalb- des vom betrachteten Ökosystem tolerierten Konzentrationsbereichen zu Schadstoffen werden können, insbesondere dann, wenn sich ihre Wirkungen additiv oder synergetisch verstärken.“ Kümmel 1988, S. 134Google Scholar
  160. 246.
    Zum einen besteht bisher große Unsicherheit über Wirkungen von Spurenstoffen in der Umwelt und zum anderen ist die Zuverlässigkeit heutiger Spurenanalysen noch mit allergrößten Mängeln behaftet. Vgl. Schiele-Trauth 1993a, S. 28. Interessant und aufschlußreich ist in diesem Zusammenhang auch Eddingtons „Netz des Physikers“. Er vergleicht den Physiker mit einem Fischkundigen, der seine Beobachtungen über Fische mittels Fischfang mit einem Netz macht, das eine Maschengröße von 5 cm aufweist. Er stellt nach vielen Fängen und gewissenhaften Überprüfungen u.a. fest: Alle Fische sind größer als 5 cm. Vgl. hierzu die weiteren Ausführungen von Dürr 1984. Das Bild des ausgeworfenen Netzes, um die Welt „einzufangen“ findet sich auch bei Popper 1981, S. 31 und Ropohl 1979, S. 98Google Scholar
  161. 247.
    Der Rat von Sachverständigen für Umweltfragen stellt deutlich heraus, daß es sich bei Grenzwerten um nicht wissenschaftlich abgeleitete Werte handelt, die jedes Risiko ausschließen, sondern eher um „...Konventionen auf der Basis wissenschaftlicher Nutzen-Risiko-Abschätzungen und gesellschaftlicher Kompromisse über die Vertretbarkeit“ handelt. RSU 1987, Ziffer 1619 Zur generellen Kritik an grenzwertorientierten Methoden vgl. Hallay; Pfriem 1992, S. 40 oder Beck, der die Meinung vertritt, die von Wissenschaftler definierten Grenzwerte kommen aufgrund ihres „Nicht-Wissenes“ über die Schäden unterhalb gewisser Schwellen zustande. Ein Grenzwert stellt also gewissermaßen die erlaubte Dauerration kollektiver Normalvergiftung dar. Vgl. Beck 1986, S. 85f.Google Scholar
  162. 248.
    Ein Grund für die träge Reaktionszeit staatlicher Institutionen auf solche Verlagerungen ist sicher auch dem Problem der Informationsbeschaffung zuzurechnen. So war augenscheinlich auch für das Sondergutachten „Abfallwirtschaft“ vom Rat von Sachverständigen Umweltfragen nicht immer aktuelles Datenmaterial verfügbar. Vgl. z.B. die Sonderabfallstatistik (Tabelle 3.2.12) von 1983 in RSU 1991, S. 168f.Google Scholar
  163. 249.
    Da im Fall eines elektrisch betriebenen Fahrzeugs in aller Regel auf eine Energiespeicherung mittels Akkumulatoren zurückgegriffen wird, ist die Umweltbelastung der Energieumwandlung zu Strom bereits in der Vergangenheit angefallen.Google Scholar
  164. 250.
    Vgl. Klaus, P.; Fischer 1994, S. 169Google Scholar
  165. 251.
    Zur Technikfolgenabschätzung vgl. VDI 1991a, S. 7–13. Zu den Problemen und Hindernissen vgl. Schade 1991, S.21–24Google Scholar
  166. 252.
    Fluorchlorkohlenwasserstoffe (FCKW) wurden bisher in der Bundesrepublik als Treibgase in Sprays, Treibmittel bei Kunststoffschäumen und als Kälte- und Lösemittel eingesetzt. Vgl. RSU 1991, Ziffer 784Google Scholar
  167. 253.
    Zu den folgenden Ausführungen vgl. ausführlich Thierbach 1993; vgl. auch Wicke 1982, S. 214–216 und RSU 1991, Ziffer 784–792Google Scholar
  168. 254.
    Frigen ist der Handelsname der Hoechst AG für eine Reihe von FCKWGoogle Scholar
  169. 255.
    FCKW brechen beim Eindringen in obere Luftschichten durch die dort energiereichere UV-Strahlung der Sonne auf und zerstören dabei die Moleküle der schützenden Ozonschicht der Erde.Google Scholar
  170. 256.
    Diese Verbindung ist allerdings nicht so leistungsfähig. So wird für eine Kfz-Klimaanlage einer deutschen Automobilfirma etwa 40 mal soviel Kältemittels benötigt, als für normale Haushaltskühlschränke, um die Temperatur im Fahrzeuginneren von über 70° С in wenigen Minuten auf 20° С herunter kühlen zu können. Vgl. Thierbach 1993 S. 24Google Scholar
  171. 257.
    Wicke weist darauf hin, daß man nie sicher ist, dadurch nicht den „Teufel mit dem Beelzebub ausgetrieben zu haben“, die Substitutionsstoffe sind möglicherweise noch gefährlicher. Vgl. Wicke 1987, S. 76Google Scholar
  172. 258.
    Die Betrachtung über Aufstieg und Fall von Asbest, das wegen seiner universellen Eigenschaften und des günstigen Preises vielfältig zum Einsatz kam, ergibt ähnliche Erkenntnisse wie der „FCKW“-Fall. Die gesundheitsgefährdende Wirkung war hier allerdings bereits 1906 entdeckt worden, ab 1995 soll die Asbestverwendung in der Bundesrepublik verboten werden. Horneber weist darauf hin, daß wegen der langen Verweilzeiten von Asbest im ökonomischen System die jetzigen Probleme nur „...ein fader Vorgeschmack auf die in absehbarer Zeit zu erwartenden Belastungen sind.“ Horneber 1992, S. 35Google Scholar
  173. 259.
    Seit 1929 waren PCB wegen ihrer hervorragenden technologischen Eigenschaften, verbunden mit geringen Produktionskosten sehr gefragt. 1966 wurde zufällig die toxische Wirkung entdeckt (vgl. Moll 1974, S. 16f. und 182f.) und seit 1985 ist die Produktion hierzulande verboten. Inzwischen ist es allerdings so verbreitet, „...daß es zur Ubiquität geworden ist.“ Strebel; Hildebrandt 1989, S. 105. Für weitere Beispiele vgl. Koch; Vahrenholt 1978Google Scholar
  174. 260.
    Vgl Faber; Proops 1990, S. 19–21, Seiffert 1991, S. 192–200. Zur unterschiedlichen Bedeutung von Prognosen für Wissenschaft und Praxis vgl. Popper 1981, S. 77. Über die Anmaßung von Wissen vgl. für einen prägnaten Überblick Maier-Rigaud 1988, S. 7–10 und ausführlich Hayek 1975. Zum erkenntnislogischen Hintergrund vgl. ausführlich Popper 1979 und 1980Google Scholar
  175. 261.
    Vester weist zu Recht darauf hin, daß man bisher trotz einer Vertausendfachung der Meßstationen in den letzten 20 Jahren bei der Wettervorhersage über statistische Zufallstreffer nicht hinauskommt. In „...der Wirtschaft... glauben wir jedoch immer noch an Trendprognosen und die Aussagen logischer Analysen, wenn wir nur genug Daten haben....viele Wirtschaftsinstitute und Prognosefirmen werden für solchen Unsinn hoch bezahlt.“ Vester 1989, S. 13Google Scholar
  176. 262.
    Dies basiert auf dem Schluß von Pfeiffer, der darlegt, daß Erfindungen nur vorausgesagt werden können, wenn man sie selbst macht. Vgl. Pfeiffer 1971, S. 113 Fußnote 11Google Scholar
  177. 263.
    Bei ausschließlicher Betrachtung fester und gasförmiger Emissionen erscheint Kernernergie tatsächlich gegenüber herkömmlichen Kohlekraftwerken als vorzugswürdiger.Google Scholar
  178. 264.
    Tschernobyl und Harrisburg haben allerdings bereits eindrucksvoll gezeigt, daß Unfälle nicht unvermeidbar sind und sich Schäden auch von Ländergrenzen nicht zurückhalten lassen. Zu den Folgen vgl. Rudel 1992a, S. 11. Neueste Bewertungen der externen Kosten nuklear erzeugten Stroms gehen mittlerweile von einem Zuschlag von 0,70 DM/kWh aus. Bei Umwandlung fossiler Brennstoffe in neueren Anlagen liegt dieser Zuschlag bei bis zu 0,13 DM/kWh. Vgl. Hofmann 1992, S. 25Google Scholar
  179. 265.
    Hierzu wurde vom US-Energieministerium bereits eine Arbeitsgruppe zur Verhinderung des Eindringens von Menschen in Atommüll-Endlager gebildet. In einem der vielen (ersthaften) Vorschläge wird geraten, einen Satelliten auf eine Erdumlaufbahn zu schießen, der die nächsten 20.000 Jahre per Funk eine Botschaft über die Gefährlichkeit der Atommüll(end)lager auf die Erdoberfläche sendet. Angesichts der semiotisch erfolgreich entschlüsselten, aber trotzdem wirkungslosen Warnungen vor Lebensgefahr durch die Öffnung der ägyptischen Pyramiden ist fraglich, ob mittels solcher Strategien angesichts des Forscherdrangs der Menschheit auf lange Sicht ein Eindringen tatsächlich zuverlässig verhindert werden kann. Vgl. Grassmuck; Unverzagt 1991, S. 290–294. Zu den Merkmalen dieses quasi angeborenen „Forscherdrangs“ vgl. Lorenz 1968, S. 73f.Google Scholar
  180. 266.
    Zum Abriß eines Kernkraftwerkes in Niederraichbach wurde festgestellt: „...außerplanmäßige hohe Strahlenwerte verzögerten die Arbeiten immer wieder. Hinzu kommen Entsorgungsprobleme unter anderem für die 1.200 Tonnen leicht kontaminierten und 500 Tonnen radioaktiven Stahlschrott, 600 Tonnen belasteten Stahlbeton und sonstige Abfalle sowie, in der Endphase, 130.000 Tonnen Bauschutt... Erste überschlägige Rechnungen in den 70er Jahren gingen von 80 Millionen aus. Kalkuliert wurden schließlich 180 Millionen. Derzeit rechnet die Projektleitung mit 280 Millionen Mark.“ o.V. 1993f, S. 23Google Scholar
  181. 267.
    Dabei „fließt“ der Gleichstrom gewissermaßen durch die eine Ader des Kabels hin und durch an beiden Küsten in das Meerwasser eingetauchte Kathoden wieder zurück.Google Scholar
  182. 268.
    Vgl. o.V. 1994g, S. 84 und vor allem Fußnote 43 auf Seite 10 der vorliegenden ArbeitGoogle Scholar
  183. 269.
    Der Vollständigkeit halber muß hier darauf hingewiesen werden, daß sich bestimmte Emissionskonzentrationen auch durch Verdünnung mit unbelasteteren Medien relativ einfach erzeugen lassen. Durch Zumischen von Wasser läßt sich so beispielsweise der geforderte Grenzwert für Nitrat pro Liter einhalten. Dürrschmidt zufolge, ist dies oft sogar die technisch einzige Möglichkeit; zitiert nach Türk 1990a, S. 132. Maier-Rigaud berichtet von einem Fall, bei der „...ein Forschungsinstitut einer deutschen Universität seine radioaktiven Abwässer durch Verdünnung legalisiert“. Maier-Rigaud 1988, S. 160Google Scholar
  184. 270.
    Auf eine angekündigte Verordnung, Zwischenprodukte, deren Dioxin- und Furangehalt bestimmte Grenzwerte übersteigt, anzeigepflichtig macht, wird seitens der chemischen und Textilindustrie mit dem folgenden Argument kritisch reagiert: „Den Verbraucher interessiert schließlich nur das Endprodukt und nicht der Produktionsprozeß“, so Fink, der Technik- und Umweltexperte beim Frankfurter Verband der chemischen Industrie (VCI). Zitiert nach Schaake 1994a, S. 24Google Scholar
  185. 271.
    Vgl. Schiele-Trauth 1994, S. 34Google Scholar
  186. 272.
    Bei den meisten Produkten liegt heute der Anteil der Materialkosten höher als die jeweilige Wertschöpfung der Produktionsstufe. Vgl. Fischer 1989, S. 61; Kudlicza 1989, S. 1. Im Konjunkturtief der letzten Jahre haben gerade die großen Konzerne ihre Fertigungstiefe zum Teil erheblich reduziert. Vgl. Hirn; Nölting 1994, S. 86.Google Scholar
  187. 273.
    Dioxine bestehen aus insgesamt 75 verschiedenen Chlorbenzodioxinen (PCDD). Bei Messungen müssen alle Dioxingruppen getrennt erfaßt und nach ihrer Schädlichkeit bewertet werden. Das sog. Seveso-Dioxin erhält dabei den Faktor 1. Die Summe aller so errechneten Vergleichswerte muß dann unter dem jeweils gültigen Grenzwert liegen. Vgl. Küffner 1992a, S. T1Google Scholar
  188. 274.
    Während für MVA ein Grenzwert von 0,1 ng pro m3 festgeschrieben ist, wurde kürzlich in der Sinteranlage der Dormunder Hoesch-Westfalenhütte Werte von 43,2 ng pro m3, in einer anderen Anlage 70 ng pro m3 gemessen. Neuere Untersuchungen in der Schweiz ergaben bei Hausbrand-Feuerstätten Werte bis zu 114 ng pro m3. Vgl. Friedl 1994b, S. 3. „Kaum ist eine Dioxinquelle gestopft, taucht eine andere auf“ ebd. Auch Papierfabriken, Aluminiumschmelzanlagen, Kraftwerke oder Schrott- und Recyclingbetriebe gelten mittlerweise als nicht zu unterschätzende Dioxinquellen. Vgl. Küffner 1992a, S. TlGoogle Scholar
  189. 275.
    ADI = „Akzeptable tägliche Aufnahmemenge“, bei deren Einhaltung auch nach 70 Jahren bei einem Menschen mit 60kg Gewicht mit keinen gesundheitlichen Wirkungen zu rechnen ist. Die Bemessung des Zeitraums zeigt gleichzeitig, mit welcher unangemessenen Sicherheit man teilweise bei der Prognose zukünftiger Gesundheitsschäden vorgeht. Vgl. hierzu die Ausführungen über die Anmassung von Wissen bei Maier-Rigaud 1988, S. 7–10 und S. 149. Mit allen Bemühungen der Rauchgasmessungen darf auch nicht vergessen werden, daß der Mensch ca. 90% des Dioxins über die Nahrung aufnimmt. Vgl. Friedl 1992a, S. 30Google Scholar
  190. 276.
    WHO (Weltgesundheitsorganisation) 10 pg; SWE (Schweden) 5 pg; NDL (Niederlande) 4 pg; BGA (Bundesgesundheitsamt) 1 pg; EPA (Amerikanische Umweltbehörde) 0,006 pgGoogle Scholar
  191. 277.
    Gerade die im Umweltbereich angewendete Spurenanalytik weist erhebliche Mängel bezüglich ihrer Zuverlässigkeit auf. Vergleiche zwischen Laboratorien, denen identisches Probenmaterial vorlag, zeigten hohe Abweichungen in den ermittelten Ergebnissen. Vgl. Ditterich 1994, S. 25. Cammann schreibt hierzu, daß „...die Wiedergabe einer einfachen Zahl als Grenz- oder Richtwert ohne Berücksichtigung der allgemein bekannten Meßunsicherheiten ein äußerst naives und laienhaftes Vorgehen...“ sei. Cammann 1994, S. 29. „Nicht immer lassen sich Grenzwerte toxisch begründen.“ Krohmer 1994, S. 30. Und „...nicht immer sind die festgesetzten Werte wissenschaftlich begründbar.“ Ditterich 1984, S. 26. „Aus ingenieutechnischer Sicht ist ... ein Grenzwert a priori keine sinnvolle Größe...“ Kramer 1994, S. 32Google Scholar
  192. 278.
    Vgl. Lersner, von 1982, S. 53. Bei einer großangelegten Untersuchung über die Güte von Labormessungen bei der Bestimmung von Asbestfasern in Filtern kam durch die Anwendung verschiedenster (unzulässiger) Verfahren ein vernichtendes Ergebnis zu Tage: Nur 13 von insgesamt 72 Labors hatten die Faserauswertungen korrekt vorgenommen. Vgl. Friedl 1994e, S. 16Google Scholar
  193. 279.
    Vgl. RSU 1991, S. 573, Ziffer 1982Google Scholar
  194. 280.
    Natürlich ist diese Bezeichnung nur für das „ökologische Ziel“ zutreffend, denn statt einer Zielerreichung dreht man sich nur im Kreis. Bei Hinzunahme einer Zeitachse handelt es sich auch hier um eine „Schadstoff-Spirale“. Im populären Sprachgebrauch würde man hierfür wohl den Begriff des „Teufelskreises“ verwenden.Google Scholar
  195. 281.
    Vgl. hierzu auch das „triangle of causation“ bei Faber; Proops 1990, S. 5f. sowie die Problematik der Wirkungsverzögerungen umweltpolitischer Eingriffe durch time-lags bei Binder 1990, S. 77 und 1994, S. 198–200Google Scholar
  196. 282.
    Dies ist um so schwieriger, je „feiner“ ein emittierter Stoff verteilt wird. Eine Studie der Friedrich-Alexander Universität Erlangen-Nürnberg ergab, daß die Konzentration von polychlorierten Biphenylen (PCB) mit zunehmenden Alter des Menschen im Blut zunimmt, die Zunahmegeschwindigkeit jedoch unabhängig vom Wohnort ist. Vgl. Riese 1994, S. 3. Durch diese geographische Feinverteilung fehlt eine natürliche, nicht belastete „Kontrollgruppe“ bzw. es treten keine räumlich konzentrierten Krankheitsfälle gegenüber anderen Gebieten auf. Die Identifizierung eines Schadstoffs wird dabei wesentlich erschwert und erfolgt in der Regel erst relativ spät.Google Scholar
  197. 283.
    Einzelne abgestorbene Bäume machen noch kein „Waldsterben“ und ein paar tote Fische kein „Eutrophierungsproblem“ aus.Google Scholar
  198. 284.
    Etwa durch das vermehrte Auftreten eines neuen Krankheitsbildes oder einer Häufung des Auftretens bisheriger Krankheiten. Vgl. Masuhr et al. 1992, S. 18Google Scholar
  199. 285.
    „Investitionsschutz“ geht hierbei nicht selten vor UmweltschutzGoogle Scholar
  200. 286.
    Vgl. hierzu die Ausführungen von Maier-Rigaud 1988, S. 161 sowie sein magisches Dreieck der Umweltpolitik (S. 162). Ähnlich auch Strebel 1980, S. 26Google Scholar
  201. 287.
    Der „Bestand“ an organischen Substanzen wird auf ca. 100.000, der der synthetischen auf ca. 8 Millionen geschätzt. Vgl. Türk 1990a, S. 131Google Scholar
  202. 288.
    Vgl. Strebel 1978, S. 850Google Scholar
  203. 289.
    So wird bei Luftbelastungen mit verschiedlichen Grenzwertsätzen gearbeitet (MIK- und MAK-Werte), bei Abfällen orientiert man sich am Deponievolumen und Energie wird in einer Masseeinheit (Joule) gemessen. Generell wird statt einer Betrachtung der verursachten Umweltbelastungen bei Abfall und Energie physikalische Masseeinheiten gemessen. Vgl. Schaltegger; Sturm 1992, S. 126 und die dort zitierte LiteraturGoogle Scholar
  204. 290.
    Vgl. hierzu die Darstellung der als idealtypisch zu bezeichnenden Ansichten von Entscheidungsträgern in der Wirtschaft zu Immissionsgrenzwerten bei Winter 1986, S. 9Google Scholar
  205. 291.
    Vgl. Maier-Rigaud 1987, S. 78f.Google Scholar
  206. 292.
    Vgl. Fußnote 237 auf Seite 55 der vorliegenden ArbeitGoogle Scholar
  207. 293.
    Maier-Rigaud 1987, S. 79Google Scholar
  208. 294.
    Vgl. hierzu auch den Aufsatz von Einhorn; Hogarth 1987Google Scholar
  209. 295.
    Für eine Übersicht zu aktuellen, grenzwertorientierten Konzepten und deren Emissionsindizes vgl. Schaltegger; Sturm 1992, S. 117–126Google Scholar
  210. 296.
    Vgl. Klaus, P. 1987, S. 62 sowie die dort zitierte LiteraturGoogle Scholar

Copyright information

© Betriebswirtschaftlicher Verlag Dr. Th. Gabler GmbH, Wiesbaden 1995

Authors and Affiliations

  • Mario Fischer

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