Nichtfiskalische Instrumente der Umweltpolitik und ihre ...

Nichtfiskalische Instrumente
der Umweltpolitik und ihre ökonomischen
Wirkungen
Seminararbeit
an der Wirtschafts- und Sozialwissenschaftlichen Fakultät
der Universität Potsdam
Lehrstuhl für Finanzwissenschaft
Prof. Dr. Hans-Georg Petersen
eingereicht von
Pierre Wohlleben
Kopernikusstr. 50
14482 Potsdam
Matr.-Nr.
Potsdam, den 23.12.2005

Inhaltsverzeichnis
1. Einleitung und Überblick………………………………………..
2. Anforderungen an umweltpolitische Instrumente………….
3. Moral Suasion……………………………………………………..
4. Auflagen……………………………………………………………
5. Haftungsrecht……………………………………………………..
6. Kooperationslösungen…………………………………………..
6.1. Kooperative Verfahren im Überblick
6.2. Freiwillige Selbstverpflichtungen
6.3. Mediationsverfahren
7. Umweltplanung……………………………………………………
7.1. Definition
7.2. Umweltfachplanungen
7.3. Umweltverträglichkeitsprüfungen
8. Fazit…………………………………………………………………
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1. Einleitung und Überblick
Nachdem lange Zeit die Umwelt im Wirtschaftsleben lediglich als exogen gege-
bener Ressourcenlieferant betrachtet wurde, hat sich in den letzten Jahrzehnten die
Erkenntnis durchgesetzt, dass zwischen Ökonomie und Ökologie zahlreiche Ziel-
konflikte bestehen. Insbesondere macht sich dies bemerkbar im Widerstreit von
statischer und dynamischer Effizienz. Während in der statischen Betrachtung le-
diglich der aktuelle Periodennutzen maximiert wird, ist zur Erreichung von dyna-
mischer Effizienz zusätzlich die Zeit als Einflussgröße zu beachten. Dies äußert
sich in verschiedener Weise: Zum einen stellt sich die Frage der Zeitpräferenz.
Individuen ziehen im Allgemeinen heutigen Konsum einem zukünftigen Konsum
vor, wobei jedoch die genaue Präferenzrate von Individuum zu Individuum unter-
schiedlich sein kann. Dies erschwert es, gesamtgesellschaftlich die dynamische
Effizienz zu erreichen.
Weiterhin ist zu beachten, dass gerade bei Umweltressourcen Kosten und Nutzen
zeitlich auseinander fallen können. Der Nutzen aus der Verwendung der Ressour-
ce fällt bereits in der aktuellen Periode an, während die Kosten in Form der verur-
sachten Umweltschäden (bzw. der Beseitigung dieser) erst in Folgeperioden wirk-
sam werden. Hierdurch kann bei einer rein statischen Betrachtung eine Übernut-
zung der Ressource eintreten, da die assoziierten Kosten nicht in das wirtschaftli-
che Kalkül eingehen.
In Folge dieser Problematik hat das Thema der ökologischen Nachhaltigkeit
(Sustainability) von wirtschaftlichen Aktivitäten bedeutend an Stellenwert ge-
wonnen: Langfristig betrachtet ist es oft sowohl ökologisch als auch ökonomisch
von Vorteil, Umweltbelastungen präventiv zu begegnen, statt die von ihnen verur-
sachten Schäden zu beseitigen. 1 Dieses Ergebnis wird sich jedoch meist nicht am
Markt selbst herausbilden. Während der aus einer Ressource gezogene Nutzen
einem einzelnen Wirtschaftssubjekt (z.B. einem Unternehmen des produzierenden
Gewerbes) verbleibt, werden die Kosten der Nutzung externalisiert und auf die
Allgemeinheit übertragen. Das Wirtschaftssubjekt selbst hat damit keinen oder
nur einen geringen Anreiz, mit der Ressource schonend umzugehen.
1 Vgl. Weidner 1996, S. 32.
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Zur Beeinflussung des Marktergebnisses ist daher der Staat angehalten, Einfluss
auf die Wirtschaftssubjekte zu nehmen, um das gewünschte Niveau an Maßnah-
men zum Umweltschutz zu erreichen. Die ihm hierbei zur Verfügung stehenden
umweltpolitischen Instrumente können nach ihrer Finanzwirkung in fiskalische
und nichtfiskalische Instrumente unterteilt werden. Diese Arbeit wird sich einge-
hender mit den nichtfiskalischen Instrumenten beschäftigen, welche im Gegensatz
zu den fiskalischen nicht in öffentlichen Einnahmen oder Ausgaben resultieren,
sondern rein steuernde Wirkung entfalten.
Zu den nichtfiskalischen Instrumenten der Umweltpolitik zählen: die Moral Sua-
sion als zwangfreies Instrument, welche in Abschnitt 3 thematisiert wird; ver-
schiedene Kategorien von Auflagen, die in Abschnitt 4 behandelt werden; die
Setzung von rechtlichen Rahmenbedingungen, speziell im Haftungsrecht, erläutert
in Abschnitt 5; des Weiteren kooperative Lösungsansätze, die Thema des 6. Ab-
schnitts sind; sowie die Instrumente der Umweltplanung, welche in Abschnitt 7
angesprochen werden. Hierbei werden jeweils Form und Anwendungsbereich der
Instrumente dargestellt und ihre ökonomischen Wirkungen herausgearbeitet. Ab-
schließend folgt in Abschnitt 8 als Fazit eine kurze Einschätzung der besproche-
nen Instrumente durch den Autor.
Als Hinführung zur Thematik sollen nun jedoch in Abschnitt 2 zuerst die wich-
tigsten generellen Anforderungen an umweltpolitische Instrumente erläutert wer-
den.
2. Anforderungen an umweltpolitische Instrumente
Die einleitend bereits erwähnte ökonomische Effizienz mit ihren beiden Ausprä-
gungen statische und dynamische Effizienz spielt nicht nur hinsichtlich des Un-
ternehmensverhaltens eine bedeutende Rolle, sondern auch in einer ökonomisch
begründeten Umweltpolitik selbst. Die klassische ökonomische Effizienz (hier im
Sinne einer Optimierung durch Gleichsetzung von Grenzschadens- und Grenz-
vermeidungskosten eines Umweltschadens) ist tendenziell ungeeignet. 2 Zum ei-
2 Vgl. Kemper 1993, S. 85f.
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nen wäre ein so erreichtes Optimum nicht ökologisch fundiert (z.B. kann die voll-
ständige Ausbeutung einer Ressource strikt ökonomisch optimal sein, insbesonde-
re bei hoher Gegenwartspräferenz), zum anderen liegt es in der Natur von Um-
weltgütern, dass ihre Kosten- und Nutzenkurven auf Grund von teilweise oder
vollständig immateriell in Erscheinung tretenden Umweltschäden nicht bestimm-
bar sind. 3 Im Rahmen des statischen Kriteriums ist daher zu prüfen, inwieweit die
jeweiligen Instrumente kostenminimierend zur Erreichung eines gesetzten Um-
weltstandards beitragen 4 . Dieser Standard wird im Allgemeinen im gesellschaftli-
chen oder politischen Konsens bestimmt und ist zwangsläufig subjektiv, da ein
objektiv optimaler Standard (z.B. in Form eines optimalen Verschmutzungsni-
veaus) auf Grund der Komplexität der Umwelt faktisch unbestimmbar ist. 5 Alter-
nativ kann festgelegt werden, mit einem begrenzten Budget die maximale Um-
weltqualitätsverbesserung anzustreben 6 , jedoch ist diese Effizienzdefinition eher
auf fiskalische Instrumente anwendbar, bei denen der Staat selbst als Nachfrager
oder Förderer von Umweltschutzmaßnahmen auftritt, so dass sie im folgenden
nicht weiter verwendet wird.
Als dynamische Komponente des ökonomischen Effizienzkriteriums ist zu be-
rücksichtigen, welche Anreize für den technischen Fortschritt gesetzt werden.
Innovationen können die zukünftigen Kosten der Emissionsvermeidung senken 7 ,
weshalb Instrumente, die hierfür Negativanreize setzen, zwar statisch effizient
sein können, aber dynamisch suboptimale Ergebnisse liefern. Weiterhin zu beach-
ten sind die wettbewerbspolitischen Aspekte des Instrumenteinsatzes. Potenzielle
Verdrängungseffekte sowohl innerhalb einer Branche (zwischen größeren und
kleineren Unternehmen) als auch zwischen Branchen (z.B. durch Substitution von
Gütern) können durch unterschiedlich stark wirksam werdende Instrumente aus-
gelöst werden, was zu unerwünschten Effizienzverlusten führen kann. 8 Jedoch
sind auch umweltpolitisch erwünschte Verdrängungseffekte denkbar, die dennoch
nichtsdestoweniger wettbewerbspolitisch bedenklich sind können.
3 Vgl. Kemper 1993, S. 86.
4 Vgl. Leining 1998, S. 103.
5 Vgl. Leining 1998, S. 103.
6 Vgl. Kemper 1993, S. 87f.
7 Vgl. Kemper 1993, S. 92.
8 Vgl. Kemper 1993, S. 93.
5

Da die umweltpolitischen Zielstellungen in die Bewertung der ökonomischen Ef-
fizienz einfließen, stellt sich grundsätzlich auch die Frage der tatsächlichen öko-
logischen Effektivität der eingesetzten Instrumente. Instrumente, die auch bei
ökonomisch effizientem Mitteleinsatz nicht in ausreichendem Maße zur Errei-
chung der angestrebten Umweltschutzziele führen, sind eher negativ zu beurteilen.
Eng verbunden ist die Thematik der Praktikabilität und Durchsetzbarkeit von In-
strumenten. Nicht nur die theoretische Fundierung eines Instruments ist von Be-
deutung, sondern auch und insbesondere seine Wirkungen im realen Wirtschafts-
leben. Vollzugs- und Durchsetzungsdefizite durch unbestimmte oder unklare
rechtliche Regelungen können die Effektivität der Maßnahme beeinträchtigen.
Des Weiteren können Vermeidungsreaktionen und Akzeptanzprobleme auftreten,
die in der mangelnden Praktikabilität des Instruments für die Betroffenen begrün-
det sein können (z.B. auf Grund hoher zusätzlicher Überwachungskosten, die mit
dem ökologischen Erfolg der Maßnahme selbst nichts zu tun haben). 9
3. Moral Suasion
Maßnahmen aus Gründen der Moral Suasion zielen darauf ab, die Präferenzen
und Wertvorstellungen von Wirtschaftssubjekten zu beeinflussen. Angestrebt wird
eine Verhaltensänderung hin zu einem ökologisch zweckmäßigeren Verhalten.
Dies kann erreicht werden durch die Bereitstellung objektiver Informationen zur
Verdeutlichung der sozialen Kosten von umweltschädlichem Verhalten, umwelt-
ethisch begründete Appelle an die Wirtschaftssubjekte, sowie soziale Kontrolle im
Sinne einer nichtmonetären Sanktionierung von sich fehlverhaltenden Individuen
bzw. Belohnung von Wohlverhalten. 10
Das Manko der Moral Suasion liegt in seiner Freiwilligkeit und Unverbindlichkeit
begründet. Die Abwesenheit von rechtlichem Zwang bedingt, dass die Wirt-
schaftssubjekte bereits intrinsisch zu umweltgerechtem Verhalten motiviert sein
müssen, damit dieses Instrument erfolgreich angewendet werden kann. 11 Andern-
falls wird Moral Suasion nur dann zum Erfolg führen, wenn die Kosten der Ver-
9 Vgl. Kemper 1993, S. 93f.
10 Vgl. Michaelis 1996b, S. 32f.
11 Vgl. Michaelis 1996a, S. 21.
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haltensänderung gering sind. 12 Während intrinsische Motivation bei Konsumenten
in Einzelfällen angenommen werden kann (z.B. auf Grund der relativ unscharfen
und strikt personalen Definition des Nutzens), wird das ökonomische Kalkül bei
Unternehmen dem meist entgegenstehen. Letztere sind demnach deutlich weniger
empfänglich für direkte Moral-Suasion-Maßnahmen, jedoch können sie über die
Konsumentenseite indirekt beeinflusst werden. 13 Zusammenfassend kann gesagt
werden, dass der zwangfreie Charakter der Moral Suasion sie zwar zu einem kon-
fliktfreien und meist gut von der Allgemeinheit angenommenen Instrument macht,
jedoch ihre mangelnde Durchsetzbarkeit die Wirksamkeit deutlich beeinträchtigt,
so dass sie bestenfalls als ergänzende Maßnahme zu anderen, wirkungsvolleren
Instrumenten einsetzbar ist, die im Verlaufe dieser Arbeit noch besprochen wer-
den.
4. Auflagen
Unter Umweltauflagen versteht man politisch festgelegte Verhaltensvorschriften,
die in Form von Geboten und Verboten auftreten, und auf verschiedene Aspekte
des unternehmerischen Handelns einwirken können. Hierbei sind drei Ansatz-
punkte für Auflagen insbesondere zu nennen. Dies sind Auflagen auf Emissionen
und Emissionsmengen, Auflagen auf Produktionsverfahren, sowie Auflagen auf
die produzierten Güter selbst. 14 Die Übergänge insbesondere zwischen den ersten
beiden Kategorien können hierbei fließend sein. Im Folgenden wird mit einer
Ausnahme ausschließlich von Geboten ausgegangen, da bei Verbotsauflagen (de
facto einer Alles-oder-Nichts-Festlegung) von einer überragenden Stellung des
Umweltschutzes bezüglich des betroffenen Umweltgutes ausgegangen werden
muss, und somit keinerlei Abwägung zwischen ökologischen und ökonomischen
Aspekten mehr möglich ist.
Neben direkten Emissionsnormen (meist in Form von Emissionshöchstmengen für
eine bestimmte Branche oder einen bestimmten Raum), die aus dem exogen fest-
gelegten gewünschten Umweltstandard erwachsen, werden Gebote häufig ausge-
12 Vgl. Stephan 1991, S. 11.
13 Vgl. Michaelis 1996a, S. 21.
14 Vgl. Kemper 1993, S. 34., sowie vgl. Häder 1997, S. 41.
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hend vom sog. „Stand der Technik“ festgelegt. 15 Dieser definiert, welches Niveau
an Maßnahmen der Staat im Rahmen der Verhältnismäßigkeit von Unternehmen
verlangen kann. 16 Bei Einsatz der vorgeschriebenen Technik (je nach Norm ent-
weder in der Produktion oder in der Schadstoffvermeidung) sind dann keine wei-
teren Emissionsmengenbegrenzungen einzuhalten. Analog können Auflagen einen
Produktionsfaktor selbst betreffen, wenn besonders schädliche Inputfaktoren nur
in bestimmten Mengen verwendet werden dürfen. Letztlich besteht die Möglich-
keit, Anforderungen an das produzierte Gut zu stellen. In diesem Bereich sind
sowohl Gebote, z.B. in Form von Vorgaben an die Recyclingfähigkeit bzw. Ent-
sorgbarkeit 17 , als auch Verbote, z.B. das Verbot der Verwendung von Fluorchlor-
kohlenwasserstoffen (FCKW) in Kühltechnik 18 , zu finden.
Das umweltpolitische Instrument der Auflagen erfreut sich in Deutschland beson-
derer Beliebtheit. 19 Zurückzuführen ist dies unter anderem auf seine verhältnis-
mäßig einfache und flexible Einsetzbarkeit, sowie den direkt erkennbaren Zu-
sammenhang zwischen Umweltbelastung und umweltpolitischer Maßnahme. Un-
ter ökonomischen Gesichtspunkten sind Auflagen jedoch sehr kritisch zu sehen.
Während theoretisch die ökologisch-ökonomische Effizienz des Instruments ge-
geben ist 20 , da sich die festgelegten Normen direkt an den erwünschten Umwelt-
standards orientieren, stellt sich dies in der Realität anders dar. Zum einen ist hier
die Problematik des Vollzugsdefizits zu nennen. Kontroll- und Überwachungs-
mängel auf Seiten der Behörden können für das Unternehmen Anreize auslösen,
sich über die Emissionsnormen hinwegzusetzen. 21 Auch bei ausreichender Kon-
trolltätigkeit können diese Anreize auftreten, wenn die potenziellen Strafen für die
Übertretung der Auflagen keine hinreichende Sanktionswirkung entfalten und sich
das Unternehmen durch die Auflagenverletzung auch unter dem Risiko der Be-
strafung ökonomisch besser stellen kann. 22
15 Vgl. Häder 1997, S. 42.
16 Vgl. Leining 1998, S. 106.
17 Vgl. Michaelis 1996b, S. 28.
18 Vgl. Scholz 1993, S. 16f., sowie vgl. Kemper 1993, S. 103.
19 Vgl. Kemper 1993, S. 34.
20 Vgl. Kemper 1993, S. 108.
21 Vgl. Kemper 1993, S. 107.
22 Cloer 1997 zeigt mikroökonomisch, dass für ein vollständiges Befolgen der gesetzten Grenzwerte
sowohl hohe Strafen als auch eine große Variabilität in den Strafhöhen für verschiedene
Grenzwertüberschreitungen notwendig sind.
8

Schwerer noch wiegt die Tatsache, dass Auflagen den technischen Fortschritt
hemmen. Da bei Einhaltung der Normen jede weitere Vermeidungstätigkeit zu-
sätzliche Kosten verursachen würde, wird das Unternehmen genau auf dem Auf-
lagenniveau verharren, da dies einzelwirtschaftlich effizient ist. Zwar sind die
Behörden angehalten, den „Stand der Technik“ regelmäßig an neue Entwicklun-
gen anzupassen 23 , jedoch sind zum einen einmal erteilte Genehmigungen von
Dauer, weshalb veraltete Anlagen möglich lange eingesetzt werden (da für Ersatz-
anlagen der neue Stand der Technik maßgeblich wäre) 24 , und haben zum anderen
die Unternehmen meist einen Informationsvorsprung, was den theoretisch mach-
baren Stand der Technik betrifft. Da sie jedoch eine Verschärfung der Auflagen
befürchten müssen, bestehen keinerlei Anreize, nach einer Verbesserung der in-
stallierten Vermeidungstechnik zu forschen. Eine möglicherweise statisch effi-
ziente Auflagenlösung kann somit in dynamischer Hinsicht äußerst ineffizient
sein. 25
Letztlich ist jedoch selbst die statische Effizienz in Frage zu stellen, wenn nicht
alle von der Auflage betroffenen Unternehmen die gleiche Vermeidungskosten-
struktur besitzen, was meist der Fall sein wird, wenn stark unterschiedliche Un-
ternehmensgrößen am Markt agieren. In diesem Fall sind Auflagen auch in der
statischen Betrachtung nicht effizient 26 , und verursachen darüber hinaus uner-
wünschte wettbewerbspolitische Effekte. Zusammenfassend muss also konstatiert
werden, dass Auflagen in vielerlei Hinsicht nicht die in sie gesetzten Erwartungen
erfüllen, da sowohl die ökonomische Effizienz als auch die ökologische Effektivi-
tät keineswegs garantiert sind.
5. Haftungsrecht
Die Idee, das Haftungsrecht regulatorisch in der deutschen Umweltpolitik einzu-
setzen, ist erst neueren Datums, obwohl die grundlegenden Konzepte in den USA
23 Vgl. Leining 1998, S. 106.
24 Vgl. Kemper 1993, S. 106.
25 Vgl. Kemper 1993, S. 106.
26 Vgl. Leining 1998, S. 106.
9

ereits seit den 50er Jahren diskutiert worden sind. 27 Im Rahmen von Haftungsre-
geln werden die aus Umweltschädigungen entstehenden Belastungen umverteilt 28 ,
so dass sich grundsätzlich lediglich eine verteilungspolitisch motivierte Wirkung
auf die Beteiligten entfaltet. 29 Aus diesem Grunde spielte die Haftung in der auf
ex-ante-Wirksamkeit bedachten Umweltpolitik lange Zeit keine bedeutende Rolle,
was sich in Deutschland erst seit Ende der 80er Jahre geändert hat. 30
Bei Analyse unter dem Gesichtspunkt ökonomischer Anreize wird deutlich, dass
Haftungsregeln über ihre direkte Wirkung des Schadensausgleiches hinaus auch
präventive Funktionen übernehmen können, da Unternehmen bereits ex ante die
ihnen drohenden Haftungsansprüche kennen. Hierzu ist eine Abkehr vom „Urzu-
stand“ der Opferhaftung erforderlich, in der die Nutznießer und Kostenträger von
Umweltschädigungen auseinander fallen, d.h. die bekannten negativen externen
Effekte auftreten, die zu ineffizienten Marktergebnissen führen. 31 Alternative
Ausprägungen des Haftungsrechts sind die Verschuldenshaftung und die Gefähr-
dungshaftung.
Der Anwendungsbereich der Verschuldenshaftung beschränkt sich auf tatsächlich
eingetretene Schäden, wobei als Haftungsschwelle im Allgemeinen der Begriff
der ausreichenden Sorgfalt herangezogen wird. Bei Unterschreiten des festlegten
Sorgfaltsniveaus wird das Unternehmen haftungsrechtlich zur Verantwortung ge-
zogen; bei eingehaltener Sorgfaltspflicht gehen die Kosten analog zur Opferhaf-
tung auf die Allgemeinheit über. 32
Der Festlegung des kritischen Sorgfaltsniveaus kommt somit entscheidende Be-
deutung zu. Das optimale Niveau stellt sich dadurch dar, dass die Summe aus
Präventionskosten und Schäden minimiert wird 33 , und führt zu zwei verschiede-
nen Anreizen auf Seiten des Unternehmens: Zum einen entsteht ein Anreiz zur
Beschaffung von Informationen, um die Schadenswahrscheinlichkeit zu quantifi-
27 Vgl. Holzheu 1994, S. 47.
28 Vgl. Panther 1992, S. 13.
29 Vgl. Holzheu 1994, S. 46.
30 Vgl. Panther 1992, S. 14.
31 Vgl. Holzheu 1994, S. 48f.
32 Vgl. Holzheu 1994, S. 53.
33 Vgl. Adams 1985, S. 45f.
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zieren und die möglichen Vorsorgemaßnahmen zu erfassen. 34 Ein unzureichender
Informationsstand, z.B. in Form einer Fehleinschätzung des Schadensrisikos,
würde direkt auf mangelnde Sorgfalt schließen lassen und somit zum Eintritt der
Haftung führen. Zum anderen besteht ein Anreiz, im Rahmen der auferlegten
Sorgfaltspflichten tatsächlich soweit Vorsorge zu tragen, wie dies unter den ge-
setzten Bedingungen ökonomisch sinnvoll ist.
Jedoch ist damit nicht gegeben, dass die Kosten der Umweltnutzung vollständig
internalisiert werden, da die über das bestimmbare Risiko hinausgehende Unge-
wissheit der Nutzung bedeutende Ausmaße annehmen kann 35 , und das Unterneh-
men für Schäden aus Ungewissheit (im Sinne von „höherer Gewalt“) per Definiti-
on nicht nach Verschuldenshaftung verantwortlich gemacht werden kann. Vertei-
lungspolitisch kann dies als ungenügend angesehen werden. Stattdessen wird da-
her heute oft die Gefährdungshaftung festgeschrieben. Hierbei haftet der Verursa-
cher von Umweltschäden immer, unabhängig vom Ausmaß seiner Sorgfalt 36 , wo-
durch die vollständige Internalisierung der Kosten ermöglicht wird, und somit
Kosten und Nutzen einheitlich vom Verursacher getragen werden.
Obwohl sich sowohl Verschuldens- als auch Gefährdungshaftung unter bestimm-
ten Bedingungen als gesamtwirtschaftlich optimale Lösungen darstellen, muss
dies in der Praxis differenzierter betrachtet werden. Bei der Verschuldenshaftung
stellt sich grundsätzlich das Problem, das sozial optimale Sorgfaltsniveau zu fin-
den, da nur dann der potenzielle Schädiger gewinnmaximierend und der Geschä-
digte (d.h. die Allgemeinheit) nutzenmaximierend agieren können, wodurch der
gesamtgesellschaftliche Nutzen maximiert werden würde. 37 Hierbei treten unwei-
gerlich Beurteilungsprobleme bezüglich der Risiken auf, wodurch schlussendlich
die ökonomische Effizienz einer Haftungsregel vom Wissensstand des Gesetzge-
bers sowie der mit der Durchsetzung betrauten Richter abhängig ist. Die Gefähr-
dungshaftung wiederum kann unter gewissen Legitimationsproblemen leiden, da
ein Mangel an Kausalität 38 zwischen Ursache und dem Haftungsverantwortlichen
34 Vgl. Panther 1992, S. 112f.
35 Vgl. Holzheu 1994, S. 22ff.
36 Vgl. Holzheu 1994, S. 62.
37 Vgl. Holzheu 1994, S. 68.
38 Ausführlich zum Thema der Kausalität bei Umwelthaftung siehe Loser 1994.
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vorliegen kann, und es teilweise schwer zu vermitteln ist, dass Unternehmen auf-
grund von Tatbeständen außerhalb ihrer Kontrolle rechtlich habhaft gemacht wer-
den können.
6. Kooperationslösungen
6.1. Kooperative Verfahren im Überblick
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Zur Verringerung bzw. Vermeidung von Legitimationsproblemen kann in der
Umweltpolitik auf kooperative Verfahren zurückgegriffen werden. Abhängig vom
Weg des Zustandekommens der Lösung wird unterschieden zwischen freiwilligen
Selbstverpflichtungen und Mediationsverfahren.
6.2. Freiwillige Selbstverpflichtungen
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Die charakterisierende Eigenschaft von Selbstverpflichtungen ist, dass die Festle-
gung des Ordnungsrahmens vom Staat auf die Unternehmen selbst übergeht. 39
Durch die Verhandlungen um die Ausgestaltung der Selbstverpflichtung findet de
facto eine Umverteilung der Schadenskosten statt. Wie bei allen Verhandlungen
gilt, dass beide Seiten nur dann einer Lösung zustimmen werden, wenn sich für
sie daraus Vorteile ergeben. Auf Unternehmensseite handelt es sich hierbei um
Kosteneinsparungen oder Reputationsgewinne, während der Staat einen unbüro-
kratischen und damit für ihn ebenfalls kostengünstigeren Instrumenteinsatz erwar-
tet. 40 Nachteilig wirkt sich aus, dass dem Staat auf Grund der Freiwilligkeit der
Vereinbarung keine Sanktionsmöglichkeiten verbleiben. Zwar wird, da die Unter-
nehmen meist nicht einzeln, sondern in Form von Branchenverbänden verhandeln,
eine theoretische Sanktionierbarkeit innerhalb der Gruppe denkbar (um ein Tritt-
brettfahrerverhalten einzelner Unternehmen zu verhindern), jedoch fehlen hier
meist die Möglichkeiten, Trittbrettfahrern habhaft zu werden, da dem Verband
seinen Mitgliedern gegenüber keine Zwangsinstrumente zur Verfügung stehen. 41
39 Vgl. Leining 1998, S. 137.
40 Vgl. Leining 1998, S. 138.
41 Vgl. Leining 1998, S. 139f.
12

Abhilfe schaffen kann hier die Möglichkeit, auf der Verbandsebene verbindliche
Vereinbarungen zu schließen. 42 Damit bleibt die Selbstverpflichtungslösung im
Außenverhältnis zum Staat freiwillig, da kein Unternehmen gezwungen ist, der
Vereinbarung beizutreten, wird aber im Innenverhältnis rechtlich verbindlich,
wodurch Sanktionierungsmöglichkeiten entstehen, die die Durchsetzbarkeit des
Verpflichtung verbessern. Ökonomisch krankt das Konzept der freiwilligen
Selbstverpflichtungen jedoch ähnlich wie staatliche Auflagen an einem Anreiz-
problem. Da die Unternehmen einen Informationsvorsprung über die ihnen theo-
retisch möglichen Verpflichtungsoptionen haben, der Staat dagegen meist nicht,
können die Unternehmen Verhandlungsmacht entwickeln und das Ergebnis zu
ihren Gunsten beeinflussen. Dieses Ergebnis wird im Normalfall gesamtwirt-
schaftlich ineffizient sein. Die Frage der ökologischen Effektivität wiederum ist
abhängig von dem bereits angesprochenen Grad der Durchsetzbarkeit der Verein-
barung. Besteht hier keine Möglichkeit, Trittbrettfahrer wirksam zu verhindern, so
wird die ökologische Effektivität nicht erreicht werden.
6.3. Mediationsverfahren
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Mediationsverfahren können, je nach Konstellation der Beteiligten, den Verhand-
lungen im Rahmen freiwilliger Selbstverpflichtungen ähneln, grundsätzlich sind
sie jedoch formalerer Natur und werden eher einzelwirtschaftlich angewendet,
d.h. seltener tritt ein Verband als Mediationsteilnehmer auf. Sie sind als Konflikt-
lösungsalternative zur gerichtlichen Auseinandersetzung anzusehen. 43 Kernunter-
schied zu anderen Verhandlungsverfahren ist die Einbeziehung eines unabhängi-
gen Dritten als Vermittler (Mediator) 44 . Als Motivation für die Anstrebung (und
erfolgreiche Durchführung) eines Mediationsverfahrens ist primär die unbürokra-
tischere Abwicklung im Vergleich zu einem langwierigen und möglicherweise
kostspieligen Gerichtsprozess anzuführen. 45
Durchsetzbarkeit erlangen Mediationslösungen durch die Möglichkeit von Sank-
tionierungsmaßnahmen, welche in der Entscheidungsgewalt eines unabhängigen
42 Vgl. Veith 2001, S. 155f.
43 Vgl. Leining 1998, S. 131.
44 Vgl. Peterson 2002, S. 6.
45 Vgl. Leining 1998, S. 134.
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Dritten liegen müssen. Dies wird meist der Mediator sein, jedoch kann diese Auf-
gabe auch einer anderen unabhängigen Instanz zufallen. Auf diese Weise kann die
ökologische Effektivität der beschlossenen Kompromisse sichergestellt werden.
Auf ökonomischer Seite ist festzustellen, dass die Mediationsergebnisse als se-
cond-best-Lösungen geeignet sind. Zwar ist das erreichte Niveau an ökologischer
Verbesserung nicht zwangsläufig so hoch wie bei anderen Instrumenten (z.B. der
Gefährdungshaftung), jedoch wird dieses Ergebnis zu deutlich geringeren volks-
wirtschaftlichen Kosten erreicht, wobei jede der an der Kompromissfindung betei-
ligten Seiten einzelwirtschaftlich ebenfalls ein effizientes Ergebnis erreicht haben
wird, da gerade dies Bedingung für das Eingehen des Kompromisses ist. 46
7. Umweltplanung
7.1. Definition
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Anders als die vorgenannten Instrumente setzt die Umweltplanung bereits auf der
Ebene der räumlichen Planung an, d.h. bevor potenzielle Quellen von Umwelt-
schädigungen überhaupt Teil des Wirtschaftskreislaufs werden. Surburg definiert
Umweltplanung als einen „Sammelbegriff, der sich auf alle Formen der voraus-
schauenden Bewältigung von Umweltproblemen durch Mittel der Planung be-
zieht, die unmittelbar oder mittelbar Umweltschutzzwecke verfolgen.“ 47 Umwelt-
planerische Instrumente haben also einen weit reichenden Anwendungsbereich
und können überall dort eingesetzt werden, wo staatliche Belange berührt werden.
Auf Grund der Breite der Thematik soll im Folgenden nur auf zwei der wichtigs-
ten Teilbereiche eingegangen werden: die Umweltfachplanungen sowie die Um-
weltverträglichkeitsprüfungen.
7.2. Umweltfachplanungen
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Unter Umweltfachplanungen (UFP) versteht man gesetzlich geregelte Planungen,
die Fachbereiche der Raumordnung betreffen und primär Zielen des Umwelt-
schutzes dienen. 48 Als solche sind die UFP in ihrem Wirkungsbereich eher regio-
nal angelegt, können jedoch auch lokal untergliedert zur Anwendung gebracht
46 Vgl. Leining 1998, S. 135f.
47 Surburg 2000, S. 103.
48 Vgl. Surburg 2000, S. 104.
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werden. Übergreifender Anwendungsbereich ist die Landschaftsplanung. Diese
hat als Aufgabe die Darstellung und Entwicklung der für Naturschutz und Land-
schaftspflege erforderlichen Maßnahmen in einem Raum, womit die Landschafts-
planung das Bindeglied zwischen der räumlichen Gesamtplanung (welche über
den Umweltschutz hinaus tätig ist) und den spezifischeren Fachplanungen dar-
stellt. 49
Die wasserwirtschaftliche Planung ist als einer der wichtigsten dieser Fachpla-
nungsbereiche zu nennen. Sie setzt Rahmenpläne für Gewässer und die an sie an-
grenzenden Wirtschaftsräume, und stellt verbindliche Bewirtschaftungspläne auf,
die den Ausgleich zwischen dem Schutz der Gewässer und den Erfordernissen der
wirtschaftlichen Nutzung herstellen sollen. 50 Weiterhin von Rang ist die Abfall-
wirtschafts- und Abwasserbeseitigungsplanung, die Fragen der Standortbestim-
mung und Steuerung von Entsorgungsstrukturen behandelt. 51 Vor untergeordneter
Bedeutung sind des Weiteren die Anwendungsbereiche der Luftreinhaltungspla-
nung und der forstlichen Rahmenplanung.
Auf Grund der umfassenden Ansatzmöglichkeiten handelt es sich bei der UFP um
ein schlagkräftiges Instrument zum Schutz der Umwelt. Von ökonomischer Seite
ist jedoch anzumerken, dass oftmals der ökologischen Komponente der Umwelt-
politik die weitaus größere Bedeutung eingeräumt wird, möglicherweise darauf
zurückzuführen, dass zum Zeitpunkt einer UFP ja gerade noch keine ökonomische
Tätigkeit im jeweiligen Bereich stattfindet, so dass es leicht es, die Nutzungsas-
pekte zu vernachlässigen. Dies kann sich in Form von „Verhinderungsplanungen“
manifestieren, die der ökologisch gesteuerten flächenbezogenen Wirtschaftsent-
wicklung abträglich sind. Bei Einschluss der ökonomischen Komponente wieder-
um können die Feststellungsverfahren im Rahmen einer UFP sehr aufwändig
werden, was ihre Attraktivität im Vergleich zu anderen umweltpolitischen Instru-
menten reduziert. 52
49 Vgl. Surburg 2000, S. 107.
50 Vgl. Surburg 2000, S. 108.
51 Vgl. Surburg 2000, S. 111.
52 Vgl. Surburg 2000, S. 107f.
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7.3. Umweltverträglichkeitsprüfungen
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Im Gegensatz zu den eher weiträumig ansetzenden UFP sind die Umweltverträg-
lichkeitsprüfungen (UVP) kommunal angesiedelt. Es handelt es sich bei ihnen um
ein informelles Instrument, da sie verwaltungsbehördlich ohne direkte gesetzliche
Verankerung durchgeführt werden. 53 Resultierend daraus hat sich eine sehr hete-
rogene Struktur der UVP herausgebildet, da die Kommunen ihre örtlichen UVP-
Richtlinien meist in Eigenregie und orientiert an den lokalen Gegebenheiten her-
ausgearbeitet haben. 54
Im Rahmen der UVP soll im Allgemeinen das kommunale Verwaltungshandeln
dem Ziel des Umweltschutzes unterstellt werden. Umweltfolgen sollen bereits im
Vorfeld neuer Projekte abgeschätzt werden, um spätere Eingriffe überflüssig zu
machen, bzw. bestehende Einrichtungen sollen durch die UVP gemäß Umwelt-
schutzgesichtspunkten neu ausgerichtet werden. Die Minimierung volkswirt-
schaftlicher Kosten, d.h. die Erreichung ökonomischer Effizienz steht hierbei
meist nicht im Vordergrund 55 ; sie kann jedoch im Rahmen der Setzung der Ver-
träglichkeitsnormen implizit berücksichtigt werden.
Anwendung finden die UVP primär in der Überwachung und Begleitung des Ver-
haltens der kommunalen Behörden selbst, insbesondere in der Bauleitplanung
neuer kommunaler Projekte, die auf ihre ökologische Verträglichkeit geprüft wer-
den. Auch im Rahmen der Genehmigung privater Bauprojekte können UVP
durchgeführt werden, wobei dies jedoch derzeit noch von untergeordneter Bedeu-
tung ist. Wichtig ist weiterhin ihr Einsatz im öffentlichen Beschaffungswesen, d.h.
dem Erwerb von Verbrauchsgütern wie Papier für behördliche Zwecke. 56
Unter ökonomischen Aspekten können die UVP als eingeschränkt positiv bewer-
tet werden. Ihre Dezentralität und Flexibilität macht sie zu geeigneten Instrumen-
ten der umweltpolitischen Planung, insbesondere durch ihre Anwendbarkeit auf
53 Vgl. Surburg 2000, S. 40 und S. 46. Das auf Bundesebene existierende Gesetz über die Umweltverträglichkeitsprüfung
(UVPG, 1990) greift nur, wenn die Kommune selbst der Träger des wirtschaftlichen
Vorhabens ist, weshalb das UVPG in den meisten Fällen einer kommunalen UVP
keine Anwendung findet, vgl. ebd. S. 41.
54 Vgl. Surburg 2000, S. 40 und S. 45.
55 Vgl. Surburg 2000, S. 43.
56 Vgl. Surburg 2000, S. 44f.
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einen Bereich (die öffentliche Verwaltung), der sich ökonomischen Maßnahmen
grundsätzlich entzieht, da Anreize zur Kostenoptimierung nicht wie in der priva-
ten Wirtschaft wirksam werden. Dies bedingt jedoch, dass ökonomische Aspekte
zumindest zu einem gewissen Grad in die praktische Anwendung der UVP einge-
hen müssen, was nicht immer gegeben ist, so dass ähnlich zu den UFP auch hier
die Gefahr eines reinen Ökologismus mit Verhinderungstendenzen gegeben ist.
Eine allgemeine Bewertung des Instruments ist daher auf Grund der Vielzahl der
UVP-Modelle und ihrer Implementation nicht möglich.
8. Fazit
Die Darstellung der verschiedenen nichtfiskalischen Instrumente der Umweltpoli-
tik hat gezeigt, dass zwischen theoretischem Anspruch und praktischer Umsetz-
barkeit oftmals große Unterschiede herrschen. Durchsetzungsprobleme und Aus-
weichreaktionen haben in vielen Fällen zur Folge, dass die erwünschte ökologi-
sche Effektivität der Instrumente unterminiert wird. Die ökonomische Effizienz
der Maßnahmen ist in vielen Fällen noch kritischer zu sehen; während statische
Effizienz meist noch gegeben ist, resultieren Anreizverzerrungen in deutlichen
Einbußen in der dynamischen Effizienz.
Nach Auffassung des Verfassers sollte zukünftig insbesondere den in Deutschland
noch in der Entwicklung begriffenen 57 Mediationsverfahren ein größerer Stellen-
wert zukommen. Während ihre theoretischen Ergebnisspielräume kleiner sind als
die anderer Maßnahmen, wird dies dadurch ausgeglichen, dass sie in deutlich ge-
ringerem Maße anfällig sind für destruktive Verhaltensweisen der Beteiligten, so
dass ihr Potenzial für eine tatsächliche Zielerreichung vom Verfasser als überle-
gen gegenüber dem anderer Maßnahmen eingestuft wird. Begünstigend kommt
noch hinzu, dass Mediationslösungen im Falle ihres Scheiterns problemlos den
Weg frei machen für den Einsatz anderer Instrumente, da keine übermäßige Bin-
dung von Ressourcen durch den Mediationsprozess stattfindet.
Als mögliche Alternative sieht der Verfasser des Weiteren den sinnvoll abge-
stimmten Einsatz von mehreren Instrumenten auf umweltpolitische Sachverhal-
57 Vgl. Leining 1998, S. 133.
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te. 58 Die Betrachtung der hierbei möglichen Kombinationen und ihrer Erfordernis-
se geht jedoch über den Umfang dieser Arbeit hinaus und verbleibt somit als mög-
liche weiterführende Thematik.
58 Vgl. z.B. Schwarze (1994), der einen Policy-Mix aus haftungsrechtlichen Regelungen und Umweltauflagen
als effiziente Kombination von Instrumenten beschreibt.
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Literaturverzeichnis
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