Zusammenfassung
Ausgangspunkt jeder ökonomischen Auseinandersetzung mit Umweltproblemen ist die Analyse der Beziehungen zwischen dem ökologischen und dem ökonomischen System, insbesondere die Ermittlung der ökonomischen Funktionen der natürlichen Umwelt im Wirtschaftsprozeß.
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Literatur
Vgl. z.B. Ayres, Kneese (1969), S. 282–297, ausführlich: Kneese, Ayres, D’Arge (1970).
Dieses plastische Bild geht auf Boulding (1971) zurück.
Ähnliche Darstellungen finden sich z.B. bei Siebert (1987a), S. 4 und Wicke (1982), S. 7.
Vgl. hierzu z.B. Buck (1983) S. 37ff. und Siebert (1987b) Kap.2.
Solche Rückstände treten bei produktiven und konsumtiven Aktivitäten auf (vgl. Abb.l). Im Rahmen dieser Arbeit seien nur Emissionen bei produktiven Aktivitäten betrachtet. Diese Einschränkung berührt die Allgemeinheit der folgenden Ausführungen nicht.
So bezeichnet z.B. Siebert (1987b, S. 151) die Erdatmosphäre als globales und das Mittelmeer als internationales Umweltgut.
Im Rahmen dieser Arbeit wird die Nutzung der Umwelt als Rohstoffvorrat, wenn nicht ausdrücklich anders vermerkt, vernachlässigt.
Die reine Aufnahme- bzw. Lagerkapazität der Umwelt für Schadstoffe ist dagegen unbegrenzt. Vgl. für diese begriffliche Unterscheidung Buck (1983), S. 41.
Letzteres gilt strenggenommen nur, wenn von der Zahlungsbereitschaft direkt auf die Bedürfnisintensität geschlossen werden kann, unterschiedliche Zahlungsfähigkeit also nicht “stört” (vgl. Kapp, 1972, S. 241).
Vgl. zum Begriff des öffentlichen Gutes die Diskussion bei Weimann (1987), S. 263ff.
Jeder einzelne stimmt der Verallgemeinerung einer Handlungsmaxime zu, wenn sich alle anderen an die Regel halten, bricht aber die Regel, wenn er glaubt, er bleibe der einzige Regelbefolgende (Zimmermann, 1984, S. 5). “Gefangene” können die Regelbefolgung Anderer nicht überprüfen und brechen daher die Regel, obwohl dieser Regelverstoß zu einem von keinem gewünschten Ergebnis führt.
Informationsprobleme (z.B. lückenhafte Kenntnisse über die tatsächliche Schadenswirkung von Emissionen in ökologischen Systemen können als weitere Ursache der Übernutzung von Umweltgütern angesehen werden. Vgl. Bonus (1986b), S. 48.
Zur Verwandtschaft der Konzepte öffentlicher Güter und externer Effekte vgl. Siebert (1978), S. 18f.
Vgl. z.B. Wegehenkel (1981a), S. 143ff. und (1981b), S. 236ff.
Vgl. Coase (1960).
Vgl. Wegehenkel (1981a), S. 114ff.
Vgl. Bonus (1986c).
Vgl. Demsetz (1967), S. 347ff.
Meixner (1980), S. 58 zitiert Samuels (1974), welcher das Ergebnis dieser Argumentation als “optima-lity of doing nothing” zusammenfaßt: “whatever is is, and moreover should be or else it would be different”.
Vgl. die Beschreibung bei Meyer (1983), S. 4f.
Einen überblick über die Diskussion des Coase-Theorems geben z.B. Endres (1977) und Wegehenkel (1980), kritisch Mishan (1971) und Cansier (1981), S. 182ff. Vgl. auch die im Anschluß an einen in der Coase-Argumentation gehaltenen Beitrag von Bonus im “Wirtschaf tsdienst” ausgetragene Debatte (Bonus (1986c), Brösse (1986), Schmitt, Scheele (1986)).
Vgl. Mishan (1971).
Steht allerdings dem Marktversagen bei der Allokation öffentlicher Güter ein vergleichbares Staatsversagen gegenüber, so ist dessen (einseitige) Vernachlässigung mit Demsetz (1964) als “Nirwana-Ansatz” zu bezeichnen.
Flassbeck und Maier-Rigaud (1982, S. 34) charakterisieren die Rolle der Umweltökonomie bei der Suche nach dem Umweltallokationsoptimum wie folgt: “Umweltökonomen sehen ihre Aufgabe darin, den Politikern konkret zu sagen, wo dieses Optimum liegt und wie es erreicht werden kann” und (ebenda, S. 36): “die Umweltökonomik erhebt damit den normativen Anspruch der wissenschaftlichen Begründung umweltpolitischer Ziele”.
Von weitergehenden Problemen bei Einsatz mehrerer Faktoren (vgl. dazu Siebert, 1987b, S. 112) und bei wachsenden Faktorbeständen sei hier — aus Vereinfachungsgründen — ebenfalls abstrahiert.
Vgl. zum folgenden Siebert (1987b), Kap. 3.
Eine nähere Spezifikation der Gestalt dieser Produktionsfunktionen ist für die Argumentation nicht erforderlich.
Die Schadstoffe sind in Gewichtseinheiten definiert (Idee des Materialbilanzansatzes).
Beziehung (4) läßt auch zu, daß die Umweltschädlichkeit emittierter Schadstoffe sektoral differiert (δQ/δS1 ≠ δQ/δS2). Formulierung und Gestalt der gewählten Schadensfunktion enthalten insgesamt zentrale Annahmen über ökologische Zusammenhänge, auf die noch einzugehen ist.
Probleme der Aggregation individueller Nutzenvorstellungen lassen freilich die Existenz bzw. das demokratische Zustandekommen einer solchen Wohlfahrtsfunktion als fraglich erscheinen (vgl. Siebert, 1978, S. 68). Daher ist auch die Gestalt der Wohlfahrtsfunktion bis auf die Annahme stets positiven Grenznutzens materiellen wie immateriellen Konsums nicht näher spezifiziert.
Dazu kommen die Nichtnegativitätsbedingungen, d.h. Q > 0, Cj, Rj, Sj > 0, j = 1,...,J.
Vgl. Buck, 1983, S. 99.
Vgl. Bonus, 1972, S. 343.
Da μεj < 0, δQ/δSj > 0 und f’sj > 0, ist das Vorzeichen des zweiten Terms auf der rechten Seite von Gleichung (6) negativ (soziale Kosten).
Ist die Ressource R im überfluß vorhanden (μ2=0), schneiden sich die Grenzertragskurven nicht mehr im “positiven Quadranten”. An der Abszisse von Abb. 2 ließe sich dann die Unterbeschäftigung der Ressource ablesen.
Die in Sektor 2 intern anfallenden sozialen Zusatz-kosten seien vernachlässigt.
Das Emissionsniveau S°(S*) korrespondiert mit der durch die Punkte A, R (A, R) in Abb.2 gekennzeichneten Ressourcenallokation.
Räumliche und unsicherheitsbezogene Aspekte komplexer Umweltprobleme werden in Abschnitt I.C diskutiert. Die gliederungstechnisch gesonderte Behandlung der intertemporalen Aspekte begründet sich mit deren einfacher Erfaßbarkeit innerhalb der skizzierten Allokationsmodelle.
Vgl. Flassbeck, Maier-Rigaud, 1982, S. 35, vgl. auch v. Weizsäcker, 1982, S. 340ff.
Eine umfassendere Liste von “Literaturbeispielen” liefert Uhlig (1978), S. 19. Vgl. auch Cansier (1981), S. 185.
Solche Modelle präsentieren z.B. Elliott, Yarrow (1977), Vogt (1981), Gebauer (1985) und Siebert (1987b). Siebert (1987b), S. 191 und S.204f. spricht dabei von Modellen dynamischer Umweltallokation. Da in solchen Modellen jedoch lediglich eine “deterministische Dynamik” der Umsetzung von Mehrperiodenplänen, die in einer Ausgangsperiode bei vollkommener Information aufgestellt wurden, nicht aber eine “innovatorische Dynamik” beschrieben wird, sei an dieser Stelle der Begriff “intertemporal” bevorzugt.
Vgl. für eine gesonderte Behandlung dieses Aspektes Fischer, Krutilla, Cicchetti (1972), Arrow, Fischer (1974), Müller (1986).
Im Fehlen eines Zeitindex am Funktionssymbol kommt die vereinfachende Annahme zeitlich stabiler “Verschmutzungszusammenhänge “ zum Ausdruck.
Einzelheiten schildert Pearce (1976).
Exogen gegebene Größen seien im folgenden durch Unterstreichung gekennzeichnet.
Der Punkt über einer Variablen kennzeichne deren zeitliche Ableitung (S = δS/δt).
In Abb.4 ist zufällig C1 gleich Co. Diese Übereinstimmung ist jedoch nicht zwingend.
Vgl. Bonus (1986c) und die Darstellung in Abschnitt I.A.3.
Vgl. z.B. Siebert (1987b), Gebauer (1985), Elliott, Yarrow (1977).
Die Problematik der Diskontierung künftiger Bedürfnisse wird in Abschnitt I.C behandelt.
Vgl. z.B. Intriligator (1971), Kap. 14, und für ökonomische Anwendungen Siebert (1978) und Ströbele (1987).
Hier ist die Formulierung in laufenden Werten gewählt. Zur Methode einer Umrechnung in Gegenwartswerte vgl. Siebert (1987b), S. 201ff.
Wird (9) als St - St -1 = Et — A geschrieben, so folgt: δSt/δEt = 1 und δSt = δEt.
Vgl. für diese Interpretation Siebert(1987b), S. 192f.
Analoge Resultate existieren in der Ressourcenökonomik hinsichtlich der Optimalität der “Ausrottung” erneuerbarer Ressourcen. Vgl. z.B. Fisher, Peterson (1976) und Ströbele (1987).
Diesen Aspekt betont z.B. Pearce (1976).
Vgl. dazu Fallbeispiele und Erläuterungen bei Elliott, Yarrow (1977), S. 302.
Bei anfänglicher Untersehreitunq des konsumbezogenen Schwellenwertes ist wiederum genau umgekehrt zu argumentieren.
Nicht berücksichtigt ist hier die Möglichkeit, durch “Umweltreparatur” die Absorptionskraft wieder zu steigern.
Ähnliches gilt für den menschlichen Körper, der in bestimmten Fällen durch jede überstandene Infektion anfälliger für weitere Infektionen wird.
Probleme irreversibler Umweltschädigung werden in der Literatur überwiegend bezüglich ökologischer Teilsysteme und konkreter Umweltnutzungsent-Scheidungen behandelt. So erörtern Arrow und Fisher (1974) für die River-Snake-Region die Wahl zwischen Erhalt im natürlichen Zustand (Erholungswert) und wirtschaftlicher Erschließung durch ein Wasserkraftwerk, dessen Staudämme gewisse Erholungsnutzungen des Flußgebietes dauerhaft unmöglich machen. Soll das Kraftwerk gebaut werden? Arrow und Fisher sehen in einer Nutzwertanalyse, die den Verlust an Optionen aufgrund dieser Entscheidung berücksichtigt, die geeignete Methode zur Beantwortung dieser Frage. Unklar ist freilich, ob sogenannte Optionswerte (Bereitschaft, etwas für die Wahlmöglichkeit zwischen alternativen Verwendungen in der Zukunft zu zahlen — Müller, 1983, S. 249) bei langfristigen Umweltproblemen sinnvoll ermittelt werden können.
Diese Idee wurde zuerst von Siebert (1982a), später auch von Ströbele, Wacker (1988) in die Umweltökonomie integriert, wobei jedoch primär die Beeinträchtigung der Regenerierbarkeit der Umwelt durch “Rohstoffentnähme” betrachtet wird.
Der Zeitindex bei den Bestandsgrößen wird im folgenden nicht mehr explizit angegeben. Vgl. für Regenerationsfunktionen des dargestellten Typs z.B. Plourde (1970), Faber, Niemes, Stephan (1983a), Ströbele (1987).
Ökologen sind im Gebrauch des Gleichgewichtsbegriffs zurückhaltend. Osche (1973, S. 57) bezeichnet “eine gewisse Konstanz in der Individuendichte der beteiligten Arten” als biozönotisches Gleichgewicht, Mohr (1983, S. 89) bezeichnet den Ausgleich von Zu- und Abfluß von Materie und Energie als “Fließgleichgewicht” eines offenen ökologischen Systems.
Vgl. Plourde (1970), Abb.1, S. 519.
Siebert setzt (1982a, S. 136) zur Vereinfachung Rohstoff entnähme und Konsum gleich.
Die Äbholzung der als “CO2-Senke” fungierenden Regenwälder beschleunigt z.B. die Akkumulation von CO2 in der Atmosphäre.
Eine analoge ressourcentheoretische Fragestellung bezieht sich auf die maximale sichere Erntemenge (insbesondere darauf, ob sie größer als null ist). Vgl. z.B. Ströbele (1987), S. 118. Beide Fragen sind derjenigen nach einem optimalen Umweltnutzungspfad logisch vorgelagert. Zu einer entsprechenden Verlagerung des Erkenntnisinteresses von Optimierungs- zu Existenzfragen vgl. Weimann (1987, S. 301ff.).
Krelle, Coenen (1985, S. 369, FN2) — desgleichen Schäkermann (1986) und Buchholz, Cansier (1980) definieren ökologisches Gleichgewicht als Zustand konstanter Umweltschädigung, wobei diese durch die Immission bestimmt wird. Formal wird ein Schadstoffbestandsgleichgewicht S = 0 als ökologisches Gleichgewicht bezeichnet. Das vorliegende Modell enthüllt, daß ein ökologisches Gleichgewicht nicht so (vor)schnell diagnostiziert werden kann. Notwendige Bedingung ist zumindest das simultane Vorliegen eines Schadstoffbestands- und eines Umweltqualitätsgleichgewichtes, d.h. Ṡ = Q̇ = 0. Vgl. zum Konzept der ökologischen Stabilität auch Pearce (1976) und Zimmermann (1985).
Vgl. Siebert (1982a), S. 138.
So können Nebenbedingungen über Mindestkonsummengen C min (vgl. Siebert, 1981, S. 141) oder über das Verbot signifikanter Verschlechterung der materiellen Versorgung (Ct+1 ≥ β • Ct, 0 < β < 1) eingefügt werden.
Diese Aussage gilt unabhängig von der speziellen Gestalt der Regenerationsfunktion immer, wenn oberhalb der jeweiligen Q̇=0-Kurve der Umweltbestand schrumpft.
Vgl. den in dieser Hinsicht überaus instruktiven Spiegel-Titel “Die Klima-Katastrophe” (o.V., 1986).
FCKW-Moleküle, die in Eisschränken als Kühlmittel dienen, gelangen oft bei der Verschrottung der Kühlschränke durch Lecks im Kühlkreislauf in die Atmosphäre. Insofern liegen schon heute einige Emissionen von morgen weitgehend fest.
Dies ist im Rahmen von Umweltallokationsmodellen eine zwar bedauerte (vgl. Siebert, 1978, S.44), aber gleichwohl übliche Annahme.
Vgl. Seidel, Keyes (1983) sowie Kellogg, Schwäre (1981), S. 103f£.
Zimmermann (1985, S. 25) weist darauf hin, daß additive und integrierte Technologien nur die Pole eines ganzen Kontinuums von Emissionskontroiltechnologien darstellen, wobei z.B. Recyclingtechnologien einen Mittelbereich beschreiben.
Auf die Bedeutung struktureller Anpassung weist insbesondere Jänicke mit Blick auf die umweltbezogenen Gratiseffekte des Niedergangs der sogenannten “Schornsteinindustrien” hin. Vgl. Jänicke (1986a) und (1986b).
Vgl. Weidner (1985c), S. 184f.
Der Bau hoher Schornsteine erhöht sogar (wegen der verlängerten Verweildauer der Schadstoffpartikel in der Atmosphäre) die Schadwirkung, statt sie — wie zunächst erhofft — zu verteilen und damit zu senken.
Eine ähnliche Abbildung präsentiert Siebert (1976), S. 27.
Die GVK-Kurve in Abb.3 (nun besser als Grenz-vermeidungskostenkurve zu bezeichnen) erfaßt im Fall einer anpassungsfähigen Volkswirtschaft die Kosten aller bekannten Emissionsreduktionsmaßnahmen und spiegelt dann den vermeidungstechnischen Kenntnisstand der betrachteten Volkswirtschaft wider. Herz, Schön (1987, S. 10ff.) ermitteln solche Kurven unter Verwendung statistisch verfügbarer Werte für die Emissions-, Preis- und Kostenstrukturen für mehrere Technologien der Energieumwandlung und der Emissionsminderung in einem Optimierungsmodell für die “Leitschadstoffe” SO2 und NOx.
Faber, Niemes, Stephan (1983b, S. 97) definieren Entsorgung als “vollständige oder teilweise Überführung von Stoffen, die die Umwelt belasten oder schädigen in einer Form, sodaß die entstehenden Reststoffe entweder in der Produktion wiederverwendet, deponiert oder ohne Schaden in die Umwelt geleitet werden können.”
Alternativ denkbar wäre ein zentraler Entsorgungssektor. Vgl. dazu die Diskussion bei Faber, Niemes, Stephan (1983b), S. 98 und S. 106.
Ressourcenallokationen, die rechnerisch zu negative sektoraler Nettoemission führen, sind unsinnig (in formaler Sprache: unzulässig).
Auf eine ausführliche formale Präsentation und Diskussion dieses erweiterten Modells wird verzichtet (vgl. Siebert, 1987b, Kap3).
So verlagert die Klöckner-Humboldt-Deutz AG im Unternehmensbereich Industrieanlagen ihre Aktivitäten von Produktions- zu Kläranlagen (vgl. entsprechende Bemerkungen im Geschäftsbericht der Klöckner-Humboldt-Deutz AG von 1985, S. 26ff.).
Ob eine solche Instanz die optimale Ressourcenallo-kation, die optimalen Immissions- und Emissionswerte oder das optimale Schattenpreissystem zu ermitteln und durchzusetzen hat, ist für diese Bedingungen unerheblich.
Eine Übersicht über Methoden und Probleme der Ermittlung umweltbezogener Präferenzen liefern Siebert (1978), S. 70ff. und S. 91ff. und Endres (1981), S. 251ff., kritisch Meixner (1980), S. 71ff. und Weimann (1987), S. 278 ff.
Vgl. z.B. Siebert (1978), S. 70ff.
Es gibt bereits mehrere solcher Untersuchungen. Vgl. z.B. Frey, Gysin, Leu (1985) für die Schweiz und Ewers (1986) und Wicke (1986) für die Bundesrepublik.
Dies betont insbesondere Wicke (1986), S. 127ff. mit Hinweis auf “nicht rechenbare” Umweltschäden (z.B. psychosoziale Kosten, Minderung schwer meßbarer Optionswerte und ökologische Risiken).
Vgl. Meixner (1980), S. 71.
Im genannten Beispiel ist freilich auch der umgekehrte Bewertungsfehler vorstellbar (Überbewertung von Umweltschäden).
Vgl. Flassbeck, Maier-Rigaud (1982), S. 36f., Weimann (1987), S. 307f.
Vgl. Endres (1985, S. 8), Kapp (1972, S. 241).
Vgl. Meixner (1980), S. 72ff.
Dieses Verhalten hat eine Tendenz zur “Unterversorgung mit Umweltqualität” zur Folge.
Solche Mechanismen werden bei Siebert (1987b), S. 87f. und bei Weimann (1987), S. 279f. verbal erläutert und von Pethig (1979) formal analysiert.
So präsentiert Wicke (1986, S. 136f.) Nutzen-Kosten-Relationen für (öffentliche) Umweltinvestitionen von 3 zu 1 im Bereich der Luftreinhaltung und zwischen 1,7 zu 1 und 2,3 zu 1 im Bereich des Gewässerschutzes, gesteht aber zu, daß dies allenfalls Näherungswerte sein können.
Auf dieses Problem weist bereits Mishan in seiner Kritik des Coase-Theorems hin. Vgl. Mishan (1971), S. 25.
Letztere Entscheidung ist reine Willkür. Nach dem Prinzip des unzureichenden Grundes wären für alle Perioden identische Wohlfahrtsvorstellungen anzunehmen (Wt o =Wt =Wt).
D’Arge, Schulze, Brookshire (1982), S. 251 illustrieren die große praktische Bedeutung der Diskontrate für diese Gewichtung an einer fiktiven Beispielrechnung.
Vgl. Heal (1980), S. 51ff.f Solow (1974), Zimmermann (1984), S. 3f. Die berühmte Frage Heilbronners: “What has posterity ever done for me?” (1974) illustriert die ethische Problematik dieser Frage.
Siebert argumentiert im Zusammenhang mit dem Problem erschöpfbarer Ressourcen, heute habe (rückblickend) niemand das Recht, von der um die Jahrhundertwende lebenden Generation einen sparsamen Umgang mit Rohstoffen zu verlangen (1978, S. 151). Treten jedoch Irreversibilitäten der Umweltnutzung auf, so trifft das Argument, reichere künftige Generationen könnten die Kosten der Schadensbeseitigung leichter tragen als heutige, wegen der dann ins Unendliche gestiegenen Kosten nicht mehr zu (Siebert, 1987a, S. 26).
Vgl. Heal (1980), S. 53.
Vgl. z.B. Bonus (1972).
Neuere psychologische Forschungsergebnisse, die zeigen, daß die menschliche Fähigkeit zur Imagination exponentieller Entwicklungen mangelhaft ausgeprägt ist (Dörner, 1981, S.26–29), stützen die Berechtigung der Annahme einer “defective telescopic faculty” und bestätigen zugleich die evolutionsbiologische Erkenntnis, daß das menschliche Gehirn zum Oberleben und nicht zur Erkenntnis der Wahrheit geschaffen ist (v. Ditfurth, 1976). Da Umweltänderungen in der menschlichen Entwicklungsgeschichte langsam erfogten, war “lineares Denken” zur “Umweltbewältigung” weitgehend hinreichend, versagt aber gegenüber heutigen schnellen Umweltänderungen.
Werden — um den Willkürakt der Wahl eines “Planungsendes” zu umgehen — unendliche Planungszeiträume unterstellt, so entfällt dieses Problem. Vgl. z.B. Gebauer (1985), S. 48f. Unendliche Planungszeiträume sind freilich unrealistisch.
Das (moralische) Bewußtsein für “die Verantwortung für das biogenetische Potential... für die langfristige Existenz des Allgemeinen, die der Verlockung kurzfristig rationaler Kalkulation des Besonderen trotzt” (Zimmermann, 1984, S. 3) ist m.E. wenig entwickelt. Die tatsächliche Minderschätzung künftiger Bedürfnisse läßt sich als Ergebnis eines Verhandlungsprozesses zwischen den Generationen (über die Umweltqualität) interpretieren, bei denen künftige Generationen nicht am Verhandlungstisch sitzen. Ob das durch Vererbbarkeit privaten Eigentums oder durch elterliche Liebe “intergenerativ verlängerte Eigeninteresse” (Zimmermann, 1984, S. 15) für eine “angemessene” Berücksichtigung künftiger Bedürfnisse ausreicht, erscheint zweifelhaft.
Vgl. beispielsweise Cowling, Krahl-Urban, Schimanski (1987) zur Vielzahl z.T. widerstreitender Hypothesen zum Waldsterben.
Vgl. zum folgenden Katalog von Umweltrisiken Siebert (1986), S. 4ff.
Ist ein bestimmter Schadstoff bislang unbekannt, so wird statt der wahren Gewichtung (gs >0) die Gewichtung g’s=0 unterstellt.
Diese Annahme beruht zudem auf einem Vorsichtsprinzip ähnlich dem eines Skatspielers, der bei einer Spielentscheidung stets die für ihn ungünstigste Verteilung der Spielkarten bei den Mit- bzw. Gegenspielern einkalkuliert. Eine Überschätzung von Umweltproblemen ist eben weniger “riskant” als deren Unterschätzung.
Weimann (1987, S. 333) sieht durch die Abkoppelung der Bestimmung der optimalen Umweltqualität von individuellen Präferenzen das Selbstbestimmungsaxiom der neoklassischen Theorie verletzt, überdies stellt sich die Frage, ob wirklich vorstellbar ist, daß Ökologen im politischen Prozeß der Festlegung von Umweltstandards eine derartige Schlüsselrolle werden behaupten können.
Auch Kapp (1972, S. 235) vermutet, daß eine oberflächliche Analyse ökonomisch-ökologischer Systemzusammenhänge tendenziell “zu einer Verengung des Blickfeldes und einer Unterschätzung der Gravidität der Umweltschäden” führt, “woraus sich gleichzeitig eine falsche Einschätzung der relativen Wirksamkeit von Umweltschutzmassnahmen ergeben kann”.
Intertemporale Umweltallokationsoptima können demgegenüber nur erreicht werden, wenn angekündigte Steuerungseingriffe glaubhaft sind.
Die Begriffe “Inland” und “Ausland” werden absichtlich unpräzise gebraucht. Je nach Fragestellung und umweltpolitischer Integration kann beispielsweise die Bundesrepublik, die europäische Gemeinschaft, die Mitglieder der OECD oder eine andere Staatengemeinschaft als “umweltpolitisches Inland”, der jeweilige Rest der Welt als “umweltpolitisches Ausland” bezeichnet werden.
Formal gilt bei globalen, interdependenten Problemen (Ei: inländische Emissionen, Ea: ausländische Emissionen): Ṡ = Ei + Ea - A(S), Q̇ = /q (Q,S), d.h. es gibt nur einen Schadstoff bestand und nur eine Umweltqualität.
Vgl. Gebauer (1985), S. 6f.
Vgl. Kuhl (1987), S. 163ff., Arnold (1984), S. 111ff.
Unabhängig davon besteht natürlich die dringende Notwendigkeit einer Verbesserung der Kenntnisse über reale Schadenszusammenhänge. Dies betonen z.B. alle Autoren, die 1982 im American Economic Review, Papers and Proceedings unter dem Stichwort “The Global Commons” Stellung beziehen.
Vgl. Kosobud, Daly (1984).
Vgl. hierzu die umweltbezogen skeptische Lagebeschreibung von Schreiber (1985) für Polen und von Weißenburger (1985) und (1986) für die Sowjetunion.
Vgl. Prittwitz (1984). Zu einer entsprechenden Bewertung des jüngsten Abkommens von Montreal zum Schutz der Ozonschicht (“Sterbehilfe” für die Ozonschicht) vgl. z.B. Vorholz (1988), S. 26.
Mit allen Ostblockländern wäre z.B. gesondert über deren Schwefelemission zu verhandeln!
Zwar ist i.d.R. kein “Entschädigungsbudget” fest vorgegeben, die Verwendung von Staatseinnahmen für derartige Entschädigungen konkurriert aber mit allen anderen Verwendungsmöglichkeiten des staatlichen Budgets.
Im Gegensatz zu regionalen Umweltproblemen ist zudem eine umweltbezogene “Abstimmung mit den Füßen” (Migration in weniger belastete Regionen) bei globalen Problemen keine Lösung (vgl. Siebert, 1982b, S. II).
Selbst eine totale Entschwefelung bundesdeutscher Kraftwerke verhindert z.B. nicht die (erheblichen) Schäden der aus der DDR und der CSSR “importierten” Schwefelmengen für die europäische Umwelt.
Entsprechende Handelsumlenkungen im Fall der Erhebung einer Emissionssteuer im umweltarmen Land analysiert Siebert (1974 und 1977), reale Beispiele schildert Wilczynski 1986), S. 115.
Vgl. z.B. Siebert (1974 und 1977).
Meixners hartes Urteil, für weite Teile der Umweltökonomie sei “ein Rezeptionsdefizit hinsichtlich der Resultate naturwissenschaftlicher Forschung feststellbar, obwohl sie die Grundlage für eine ökonomische Analyse der Umweltproblematik abgeben müßten” (1980, S. 89), trifft m.E. auch heute noch zu.
Die Berücksichtigung sektoraler Untergliederung dynamischer Volkswirtschaften würde aufgrund zusätzlicher Struktureffekte des technischen Fortschritts die Darstellung unnötig erschweren.
Strenggenommen ist diese Emissionsfunktion nur für inländische und bekannte Emissionen (Eib) bekannt.
In dieser Gestalt kommt die Annahme abnehmender Grenzerträge des Einsatzes von Forschungsressourcen zum Ausdruck.
Dieses Optimum besteht in der Wahl optimaler Ressourcenverwendungspfade {Rp} und {Rf} über den Planungszeitraum.
Wird der Wettbewerb als Entdeckungsverfahren interpretiert (v.Hayek, 1969), so sind künftige (insbesondere technologische) Entwicklungen und damit auch künftige Forschungsproduktionsfunktionen prinzipiell unvorhersehbar.
Die weitergehende Differenzierung umwelttechnischer Neuerungen in Fortschritte zur Reduzierung von Emissionen, Fortschritte durch umweltfreundlichen Strukturwandel aufgrund “allgemeiner” Innovationen und Fortschritte bei Verfahren der Umweltreparatur wird im folgenden Abschnitt I.D.2 angesprochen.
Vgl. Cansier (1978). Diese Klassifikation scheint den produkttechnischen Fortschritt zu übersehen. Die strenge Unterscheidung zwischen produkttechnischem und verfahrenstechnischem Fortschritt verschwimmt allerdings, wenn mehrstufige Produktionsprozesse betrachtet werden (vgl. Gerybadze, 1982, S. 303ff.). Eine Produktinnovation aus Sicht des Investitionsgüterherstellers ist für den Konsumgüterhersteller und Käufer des Investitionsgutes eine Verfahrensinnovation.
Die weitergehende Frage nach dem optimalen Forschungsaufwand Rf* erfordert zusätzliche Annahmen über die langfristige Zielfunktion des Innovators (vgl. McCain, 1978, S. 541ff.) und soll hier unterbleiben.
In der in Abb.10 unterstellten Krümmung der Kurve der Fortschrittsmöglichkeiten kommt die Vorstellung abnehmender Grenzerträge spezialisierter Forschungsressourcen zum Ausdruck.
Entsprechende Beispiele aus der Recyclingtechnologie präsentieren z.B. Royston (1981) und Bonus (1984a).
Einer empirischen Untersuchung von Commoner (1973) zufolge ist in den USA in den Jahren von 1946 bis 1968 der technische Fortschritt überwiegend dieser Art gewesen. Vgl. Meixner (1980, S. 201ff.) für eine zusammenfassende Darstellung dieser Untersuchung.
Vgl. grundlegend Kennedy (1964) und auf Umweltaspekte übertragen McCain (1978).
Zur formalen Darstellung solcher Fortschrittslinien vgl. McCain (1978).
Nordhaus (1973, S. 210ff.) unterstellt statt einer absoluten, technisch gegebenen Fortschrittsgrenze eine vom Forschungsaufwand abhängige Kurve der Fortschrittsmöglichkeiten. Die Erhöhung des Forschungsaufwandes verschiebt dann in Abb. 10 die Fortschrittslinie nach rechts unten.
Vgl. hierzu die Analyse bei McCain (1978).
Vgl. McCain (1978).
Hartje, Lurie konstatieren (1984, S. 6), daß die differenzierte Analyse technologisch unterschiedlicher Reduktionsmethoden in der Literatur bislang wenig Aufmerksamkeit erfahren hat.
Vgl. zu diesen technisch-ökonomischen Unterschieden Hartje, Lurie (1985), S. 2ff. und S. 10.
Die Unvollständigkeit von Verbrennungsvorgängen äußert sich in Ausmaß und Struktur anfallender Reststoffe. Theoretisches Ideal (“Nullpunkt” der Skala) ist die völlig rückstandsfreie Verbrennung.
Je mehr und umweltbezogen bedeutendere Schadstoffe in eine konkrete Emissionsreduktion eingehen, desto “breiter” ist diese Reduktion. Die Breite der Emissionsreduktion kann als Wert derjenigen in Gleichung (27) gebildeten Emissionssumme definiert werden, die sich ergibt, wenn die (z.B. in kg gemessene) Quantität aller erfaßten Schadstoffe s jeweils gleich eins gesetzt wird.
Vgl. Andreas (1986), S. 38 und S. 42, und Pöggeler (1986), S. 53.
Vgl. Andreas (1986), S. 45.
Aussagen zur Struktur der technischen Entwicklung beziehen sich im weiteren Verlauf dieser Arbeit zumeist (vereinfachend) auf die polaren Fälle additiver und integrierter umwelttechnischer Entwicklung.
Dieser Gedanke wurde in der Wachstumstheorie als “Embodiment-Ansatz” bekannt und in sogenannte Jahrgangsmodelle, in denen das technologische Niveau vom Zeitpunkt der “Indienststellung” der Anlagen abhängt, eingebracht. Vgl. Walter, H. (1983), S.117.
Kruse (1985, S. 43f.) erkennt eine inhaltliche Verwandtschaft zwischen den Begriffen “Quasirente”, “sunk costs” und dem von ihm benutzten Begriff der (kostenbezogenen) Irreversibilität. Alle Begriffe beziehen sich auf Erlöseinbußen bei der Umwidmung spezifischer Ressourcen. Mit Quasirenten sind diese Erlösdifferenzen selbst gemeint (vgl. Bonus, 1987, S. 92), sunk costs sind die durch Andersverwendung der Ressourcen nicht mehr vermeidbaren (insofern “versunkenen” bzw. irreversibel angefallenen) Kosten, bezeichnen also auch einen Vorteil gegenwärtiger Ressourcenverwendung.
Vgl. im Überblick z.B. Schumann (1987a), S. 212ff.
Zusätzlich begünstigen learning-by-doing-Effekte, die bei zunehmender Erfahrung mit Technologien der gewählten technologischen Linie akkumulieren, und Kosten und Risiken der Umstellung und Anpassung der Produktion bei einem grundlegenden Verfahrenswechsel die in der Vergangenheit dominanten (zumeist additiven) Umwelttechnologien (vgl. Zimmermann, 1985). Auf diese Weise stabilisiert sich trotz neuer Umweltanforderungen ein “dominant design”, eine relativ stabile Konfiguration von qualitativen technischen Eigenschaften und Zusammenhängen. Vgl. Zimmermann (1985), S. 34.
Williamson (1985), S. 61.
Vgl. zu den Begriffen “Basisinnovation” und “Verbesserungsinnovation” Mensch (1971) und (1972).
Vgl. Hartje, Lurie (1984), Zimmermann (1985), S. 27ff.
Daß tatsächlich in der Vergangenheit additiver Umweltschutz dominierte, zeigt Zimmermann (1985, S.95ff.) in einem ausführlichen Tabellenanhang (Tab. la, 2a, 2b, 3a, 3b). Vgl. dazu auch aus einzelbetrieblicher Sicht Andreas (1987) und Pöggeler (1987).
Eine neue Entstickungsanlage harmoniert eventuell mit der vorhandenen Entschwefelungsanlage und mit dem Kraftwerksblock selbst, eine Neukonzeption des Verbrennungsvorgangs läßt sich nur in einem neuen Kraftwerk verwirklichen. Kruse (1985, S. 49f.) weist darauf hin, daß sich solche Kompatibilitätsasymmetrien im Laufe der periodischen Erneuerung von Teilen des Anlagenparks praktisch verewigen können.
Die von Andreas (1987) geschilderten Schwierigkeiten der Firma Standard Filterbau auf einem wegen wechselnder “Modeschadstoffe” instabilen Markt für additive Umwelttechnologie belegen solche technologischen Beharrungskräfte.
Vgl. Hartje, Lurie (1984).
Vgl. Hartje, Lurie (1985). Dieser Unterschied ist freilich relativer, nicht absoluter Natur. Auch additive Vermeidungstechnologien sind mitunter “maßgeschneidert”. So müssen bei Kraftwerken umwelttechnische Systeme (z.B. neue Entschwefelungsanlagen) speziell auf die Art der zu verfeuernden Kohle ausgelegt werden (vgl. Pöggeler, 1987, S. 56).
Vgl. Zimmermann (1985), S. 29.
Vgl. Zimmermann, S. 37. Anders ist allerdings mögli cherweise die Interessenlage eines Anbieters von Produktionsanlagen mit integriertem Umweltschutzeffekt.
Die Klöckner-Humboldt-Deutz AG gab 1985 zwei Broschüren heraus mit den bezeichnenden Titeln: “Verbrennungsverfahren: Mehr denn je im Mittelpunkt der Entwicklungsarbeiten” (1985a) und “Stand der Rußfiltertechnologie für Dieselmotoren in Nutzfahrzeugen” (1985b).
Vgl. Hartje, Lurie (1985), S. 5f.
Dazu kommt möglicherweise die strukturkonservierende Wirkung der Tätigkeit einer auf die Förderung bestimmter Technologien verpflichteten Lobby (z.B. Atomlobby) im politischen Kräftefeld.
Die massive staatliche Unterstützung junger “Zukunftsindustrien bzw. -technologien” wie Nuklearindustrie und Flugzeugbau (oft mit militärpolitischer Begründung) ist ein indirekter Beleg für diese Beschreibung der technologischen Entwicklung: Entwicklungssprünge auf andere Äste des Stammbaums kommen ohne solche Förderung nur selten zustande, sind jedoch, wenn einmal erfolgt, “nachhaltig”, wie die Diskussion um die Nutzung der Kernenergie zeigt.
Walter, J. (1987b), S. 201.
Der von Pöggeler (1986, S. 61f.) prognostizierte Trend zum integrierten Umweltschutz und das von Brunowski und Wicke (1984, S. 105) ausgegebene Motto: “Filter haben keine Zukunft” sind daher eher als Hoffnung denn als sichere Prognose anzusehen.
Dem umweltpolitischen Ausland wird nur eine geringe Fähigkeit zur eigenständigen Entwicklung von Umwelttechnologien zugetraut. In Entwicklungsländern fehlt vielfach die zu komplexer Innovationsaktivität erforderliche Ausbildung. Mit hoher umwelttechnischer Dynamik ist aber auch in Ostblockländern nicht zu rechnen. Röpke bezeichnet in einer Analyse des Neuerungsverhaltens zentralgeleiteter Systeme (1976) den Verzicht auf eigene Innovationsaktivität (damit die Abhängigkeit vom Neuerungsimport aus hochentwickelten und dynamischen — marktwirtschaftlichen Volkswirtschaften) als geradezu systemstabilisierendes Element, da, so das Argument, Neuerungen nur in einer dem zentralen Leitungssystem zuwiderlaufenden freiheitlichen Atmosphäre gefunden und durchgesetzt werden können.
Für die Bundesrepublik Deutschland erscheint diese Annahme durchaus realistisch (vgl. Pöggeler, 1986, S. 59).
Bildhaft kann auch von der technologischen “Infektion” des Auslandes gesprochen werden.
Es läßt sich eine entwicklungstheoretische Variante des Theorems komparativer Kostenvorteile formulieren. Das technologisch fortgeschrittene Land hat bezüglich der Faktorausstattung einen komparativen Vorteil bei der Produktion know-how-intensiver Güter und sollte diese deswegen exportieren. Das technologisch rückständige Land sollte dagegen Güter, deren Herstellung in den anderen Faktoren intensiv ist, exportieren. Eine Diskussion dieser Idee findet sich bei Hiementz, Weiss (1984) und (kritisch) bei Röpke (1980).
Vgl. Schumann (1987b), S. 5.
Vgl. für das Beispiel des Ost-West-Handels Hewett (1975), S. 377f.
Oft lohnt bei wenig qualifizierter Arbeitnehmerschaft im Empfängerland der direkte Technologieimport allerdings nur, wenn zugleich qualifizierte Fachkräfte “mitgeliefert” werden.
Vgl. Küng (1984).
Der geplante Verkauf zweier Kraftwerksblöcke, deren gesetzlich geforderte “Nachrüstung” nicht lohnt, durch die Saarbergwerke an China (vgl. o.V., 1988) wäre selbst bei gleichzeitiger Lieferung moderner Filteranlagen daher aus umwelttechnologiepolitischen Gründen bedenklich. Besser wäre z.B. der Export von Wind-, Solar- oder Wasserkrafttechnologie.
Inländische Entwicklungen auf dem Gebiet fortschrittlicher Technologien zur Umweltreparatur können natürlich ebenfalls grenzüberschreitende Bedeutung erlangen.
Auf die Nutzung fossiler Brennstoffe bezogene umwelttechnologische Forschungs- und Entwicklungsaktivität ist — angesichts des eingangs erwähnten Treibhausproblems — verfehlt, wenn dadurch die Nutzung dieser Brennstoffe verlängert wird.
Theoretisch ist dieses Begriffspaar mißverständlich, da Innovationsprobleme als spezielle Allokations-probleme aufgefaßt werden können. Hier bezieht sich die Unterscheidung auf die korrespondierenden unterschiedlichen Zielsysteme.
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© 1989 Physica-Verlag Heidelberg
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Walter, J. (1989). Theoretische Analyse von Umweltproblemen. In: Innovationsorientierte Umweltpolitik bei komplexen Umweltproblemen. Wirtschaftswissenschaftliche Beiträge, vol 13. Physica-Verlag HD. https://doi.org/10.1007/978-3-642-51539-2_2
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