Frank Scholles
Planung unter Unsicherheit: Der Risikobegriff in Theorie und Methodik der Umweltplanung
Planung hat es häufig mit unvollständiger oder unsicherer Information zu tun, d. h. an die Stelle von kausalanalytischen Beschreibungen von Zusammenhängen treten Ergebnisse, die nicht frei von subjektiven Einflüssen sind und deren Wahrscheinlichkeit kleiner als eins ist, die also nicht sicher sind.
Wirkung ist als „Veränderung eines Sachverhalts durch die Veränderung eines anderen“ (Scharpf 1982, 92) definiert. Daher sind Wirkungsanalysen nur bei Vorliegen von Kausalbeziehungen uneingeschränkt möglich.
Da die Natur als überkomplexes System jedoch nicht einigen wenigen exakten Regeln folgt, kann man oft nur Korrelationen feststellen. Wo Juristen und Politiker, aber auch Gutachter gerne eindeutige Ursache-Wirkungs-Beziehungen und damit Verursacher-Auswirkung-Betroffener-Zusammenhänge hätten, um dem individuellen Verursacherprinzip genüge zu tun, findet man langfristige, kumulative Wirkungen, die nicht eindeutig Verursachern zuzuordnen und oft erst nach mehreren Jahren beobachtbar sind.
Schließlich ist Planung auch auf Wirkungsprognosen angewiesen, denn es sollen Konzepte und Maßnahmen zur Behebung festgestellter Mängel entwickelt werden. Prognosen sind inhärent unsicher.
Die Praxis der Umweltplanung wird heute im deutschsprachigen Raum methodisch von der Ökologischen Risikoanalyse bestimmt, deren Ziel die Ermittlung von Auswirkungen von Verursachern auf die Umwelt bei unvollständiger Information ist. Die Ökologische Risikoanalyse wurde als Methode zur Betrachtung natürlicher Ressourcen in einem größeren Planungsraum im Rahmen eines Gutachtens im Großraum Nürnberg ‑ Fürth ‑ Erlangen ‑ Schwabach entwickelt (vgl. Aulig et al. 1977; Bachfischer 1978).
In der Folgezeit wurde sie im Hinblick auf die Durchführung von Umweltverträglichkeitsprüfungen weiterentwickelt (vgl. Hoppenstedt/Riedl 1992, Kiemstedt et al. 1982, Scharpf 1982, Scholles 1997). Die Beurteilung erfolgt formal durch die Bildung der drei Aggregatgrößen
· Intensität potenzieller Beeinträchtigung (kurz Beeinträchtigungsintensität)
· Empfindlichkeit gegenüber Beeinträchtigungen (Beeinträchtigungsempfindlichkeit) und
· Risiko der Beeinträchtigung
Eine zusammenfassende Darstellung der Methode findet sich bei Scholles (2001). Wenn auch bisweilen der Name Ökologische Risikoanalyse vermieden wird, so finden sich doch regelmäßig ihre Elemente wieder wie die Relevanzbäume, die Präferenzmatrix, die Klassenbildung zwecks Einschätzung oder die Begrifflichkeit.
Infolge der ökologischen Orientierung der Raumordnung in den 1980er Jahren haben Begriffe und Methodik auch in deren Praxis Eingang gefunden.
In den Vereinigten Staaten wurde das risk assessment[1] entwickelt mit dem Ziel, eine Grundlage für Entscheidungen zu schaffen, die sowohl gut begründet als auch gesellschaftlich legitim und akzeptabel sind (Andrews 1988, 85). In der Literatur zum risk assessment unterscheidet man verschiedene Arten von Unsicherheit, die zu Risiken führen (s. Abb. 1; vgl. Suter II et al. 1987).
Abbildung 1: Arten von Unsicherheit (aus: Scholles 1997, 15)
Risk assessment ist nicht vergleichbar mit der Ökologischen Risikoanalyse, wie man sie in Deutschland kennt, sondern stellt eine quantitative Abschätzung der naturwissenschaftlich-technischen Unsicherheit von Experten-Prognosen dar. Ziel ist es dabei, zur Vorbereitung politischer Entscheidungen naturwissenschaftlich-technische Unsicherheiten im Verfahren von Wertunsicherheiten und Wertediskussionen zu trennen (Morgan u. Henrion 1990, 323).
Aufgrund der Existenz verschiedener Risikobegriffe und der unklaren Verwendung in der Praxis soll zunächst eine begriffliche Klärung vorgenommen werden. Die vollständige und systematische Abarbeitung des interdisziplinären Gebiets des Risikoforschung würde hier zu weit führen. Zusammenfassende Abhandlungen finden sich u.a. bei Bechmann (1993), Beck (1986), Binswanger (1990), Morgan/Henrion (1990) und Rowe (1977).
Der Begriff Risiko ist inzwischen im alltäglichen Sprachgebrauch gängig, nicht zuletzt aufgrund der Werbung für Arzneimittel: „Zu Risiken und Nebenwirkungen lesen Sie die Packungsbeilage oder fragen Sie Ihren Arzt oder Apotheker.“
Wissenschaftlich betrachtet, bedeutet der Begriff: Wenn ein Sachverhalt nicht mit Sicherheit (Wahrscheinlichkeit gleich eins) erklärt werden kann, existiert ein Risiko, dass sich die Realität (Natur) anders verhält als erklärt[2]. Planungen und insbesondere Prognosen sind folglich auf Risikoabschätzungen angewiesen. Diese müssen aber auch als solche deutlich gemacht werden.
Aus naturwissenschaftlicher Sicht ist zunächst Risiko von Gewissheit und Ungewissheit zu unterscheiden: Sind die Umweltfolgen bekannt, d. h. lassen sich die Wirkungen kausalanalytisch bestimmen, besteht Gewissheit, ist nur bekannt, dass Umweltfolgen eintreten könnten, ohne Wahrscheinlichkeiten für ihr Eintreten angeben zu können, besteht Ungewissheit. In beiden Fällen kann kein Risiko bestimmt werden.
Im Fall der Gewissheit besteht auch kein Bedarf einer Risikoaussage. Wenn z. B. die Temperatur in einem Salmonidengewässer aufgrund einer Kühlwassereinleitung über 25° C ansteigen wird, ist sicher, dass hier keine autochthone Bachforellenpopulation mehr existieren kann. Es besteht hier kein sehr hohes Risiko für die Tierwelt, sondern die Gewissheit einer erheblichen Beeinträchtigung. Schwieriger zu betrachten ist der Fall der Ungewissheit, denn das Vorsorgeprinzip (Prophylaxe) stellt ja gerade auf den Fall ab, dass Schadensintensität und/oder Eintrittswahrscheinlichkeit nicht hinreichend bestimmt oder bestimmbar sind. Sind beide Größen hinreichend bestimmt, fallen die Untersuchungen in den Bereich der Prävention.
Unkenntnis ist der undefinierte Bestandteil der Unsicherheit. Was man nicht weiß, kann notwendigerweise nicht abgeschätzt und daher einer Risikoabschätzung nicht zugänglich gemacht werden.
Man muss sich aber darüber im Klaren sein, dass es immer unbekannte Phänomene gibt und risk assessment im günstigsten Fall den Stand der Wissenschaft widerspiegeln kann. Neue wissenschaftliche Erkenntnisse nach Abschluss der Planung können einzelne Aussagen, aber auch die Gesamteinschätzung widerlegen. Eine Wahrscheinlichkeit für das Eintreffen neuer Erkenntnisse ist aber nicht kalkulierbar.
Deterministische Feststellungen können in der Praxis der Prognose selten getroffen werden. Intensität und Häufigkeit von Wirkungen müssen i.d.R. abgeschätzt werden. Es gilt also aus naturwissenschaftlicher Sicht, eine bestimmte Wahrscheinlichkeit zu benennen, mit der eine Wirkung anders ist als erwartet.
Versicherungen können dies in Bezug auf Todesrisiken vergleichsweise genau, weil Zeitreihen und damit Erfahrungswerte vorliegen. Für die Abschätzung ökologischer Risiken sind i.d.R. extrem wenig empirische Daten verfügbar, so dass das analytische Risiko sehr groß ist. Es gibt keine Populationsstatistik für Fische, Amphibien oder Libellen, am ehesten gibt es längerfristige Beobachtungen für Vögel. Darüber hinaus muss bedacht werden, dass es einige Zehntausend allein in Mitteleuropa vorkommende Spezies gibt, die noch nicht einmal alle bekannt sind, aber miteinander und mit ihrer abiotischen Umwelt in vielfältigen Beziehungen stehen. Die Beziehungen wiederum bestimmen die Populationsgrößen und Pufferkapazitäten in weitgehend unbekanntem Umfang. Absolute Prognosen von Umweltzuständen sind daher unglaubwürdig.
Es gibt verschiedene Quellen analytischer Unsicherheit (vgl. De Jongh 1988; Petzoldt u. Recknagel 1991, 336; Suter II et al. 1987):
· Modellstrukturfehler
· natürliche Varianz
· Modellparameterfehler.
Modellstrukturfehler entstehen bei der Kalkulation des Risikos. Da die Realität zu komplex ist, um 1:1 abgebildet werden zu können, muss vereinfacht werden; dazu werden Modelle erstellt. Diese Modelle können falsche Komponenten (Parameter oder Indikatoren), falsche Beziehungen zwischen den Komponenten (oder nur unzureichend qualifizierte) oder unzutreffende Rahmenbedingungen enthalten. Strukturfehler sind nie ganz auszuschließen, ihre Richtung und die Höhe des Ausschlags sind analytisch kaum zu bestimmen.
Natürliche Varianz entsteht bei der Risikoabschätzung, weil natürliche Systeme typischerweise räumlich heterogen und zeitlich variabel sind. Die Konzentration von Immissionen in der Luft hängt z. B. von meteorologischen Parametern wie Windrichtung oder Wetterlage ab, die kleinräumig und langfristig nicht vorherzusagen sind.
Diese Varianz kann empirisch mit Modell‑ oder Laborversuchen nur begrenzt kalkuliert werden, weil diese bemüht sind, jeweils nur einen Parameter zu verändern und alle anderen konstant zu halten. Die Wirklichkeit läuft aber nicht unter solchen Ceteris-paribus-Bedingungen ab, sondern es ändern sich mehrere Parameter und Beziehungen gleichzeitig und in gegenseitiger Abhängigkeit.
Viele Parameter und Indikatoren, die Modelle benötigen, können nur außerordentlich schwer gemessen oder sogar nur in Größenordnungen abgeschätzt werden. Daraus resultieren Modellparameterfehler (Mess‑ und Schätzfehler), die mit in die Risikobestimmung eingehen müssen.
Natürliche Varianz kann mithilfe von Zeitreihen, fuzzy sets oder Simulationen abgeschätzt werden, soweit Langzeituntersuchungen vorliegen und die Simulationsergebnisse statistisch ausgewertet werden können. In der Hydrologie und der Meteorologie ist dies i.d.R. der Fall. In der Ökologie sind solche Abschätzungen nur partiell möglich, die nötigen Daten sind kaum verfügbar und außerdem nur schwierig und mit hohem Kostenaufwand zu erheben. Darüber hinaus erlaubt die Variabilität ökologischer Systeme die Bestimmung von Parametern auch bei beliebig hohem Messaufwand prinzipiell nur mit hoher Unsicherheit (Poethke et al. 1993, 463). Deshalb bleibt oft nur der Weg, fehlende Daten durch begründete Expertenmeinung zu ersetzen (De Jongh 1988, Suter II et al. 1987) oder verschiedene Szenarien durchzuführen.
Modellparameterfehler zeigen statistisch beschreibbare Verteilungen, so dass man sie berechnen oder zumindest eingrenzen kann, wenn die Datensammlung und die Erhebungsmethoden dokumentiert sind. Die Verwendung undokumentierter Daten vergrößert das Risiko von Parameterfehlern schon deshalb stark, weil die Rahmenbedingungen der Messung unbekannt sind und nicht mit denen der Standardsetzung übereinstimmen müssen. Solche Daten und die daraus gezogenen Schlüsse sind deshalb abzulehnen.
Modellstrukturfehler sind dagegen nur schwer zu kalkulieren. Die beste Methode ist der Einsatz des Modells mit anderen Bedingungen (Grundannahmen) oder anderen Daten. Man kann Modelle auch „rückwärts“ laufen lassen, d. h. beim derzeitigen Zeitpunkt beginnen und bis zu einem vergangenen Zeitpunkt laufen lassen, dessen Zustand dokumentiert ist[3]. Der Vergleich der Modellergebnisse mit dem tatsächlich dokumentierten Zustand sagt einiges über die Genauigkeit des Modells aus, wenn eine Dokumentation des vergangenen Zustands vorliegt.
Durch das gezielte Verändern einzelner Daten lässt sich feststellen, welche Parameter robust gegenüber Veränderungen sind und welche sensitiv. Mit solchen Sensitivitätsanalysen kann man zwar das Risiko eines Strukturfehlers noch nicht kalkulieren, aber sensitive Elemente der Prognose identifizieren.
Dabei sind einfache Modelle mit wenigen Parametern und wenigen Beziehungen meist leicht zu verifizieren. Da diese Modelle i.d.R. nur triviale Aussagen ergeben, werden komplexere Modelle angestrebt. Höhere Modellkomplexität erhöht aber die Zahl der Parameter und Beziehungen und damit die Möglichkeit, sich Parameterfehler einzuhandeln. Rowe (1977) bezeichnet diesen Zusammenhang als „Information Paradox“: Richtigkeit und Genauigkeit von Modellen stehen in umgekehrt proportionalem Verhältnis zueinander. Je komplexer ein Modell wird, je mehr man also über die Struktur der (Um‑)Welt weiß, desto größer wird die Unsicherheit, d. h. die Wahrscheinlichkeit, dass eine der Aussagen nicht zutrifft.
Versicherungen beschäftigen sich professionell mit Risiken, weil sie gegen diese versichern. Seit der Einführung der Umwelthaftung interessieren sich Haftpflichtversicherer für Umweltrisiken. Eine Versicherung von Umweltrisiken setzt voraus, dass das Risiko (weitgehend) bekannt ist, d. h. es muss analysiert werden. Bei der Analyse wird differenziert nach stofflichen, organisationsbedingten, standortbedingten und betriebsbedingten Risiken (Fleck 1992, 17).
Umweltrisiko ist aus der Sichtweise der Haftpflichtversicherer „ein mit einer Schadeneintrittswahrscheinlichkeit bewertetes Umweltgefahrenpotential“ (Fleck 1992, 16). Das bedeutet, dass im Gegensatz zur naturwissenschaftlichen Sichtweise einerseits das potenzielle Schadensausmaß Eingang in die Risikobestimmung findet, andererseits aber nur Risiken betrachtet werden, die hinreichend genau analysiert bzw. analysierbar und quantitativ beschreibbar sind. Daher werden Folgewirkungen der Technik systematisch unterbewertet (Kollert 1993, 42). Da ökologische Risiken i.d.R. schlecht analysiert, komplex, mit hohen Schäden oder Spätschäden behaftet sind und Umweltgesetze und Grundlagenwissen sich noch entwickeln, wird ihnen die Versicherbarkeit abgesprochen (Helten 1991, 125).
Die Bewertung eines Schadens unter Berücksichtigung seines potenziellen Ausmaßes hat in das risk assessment und auch die Umweltverträglichkeitsprüfung Eingang gefunden.
Risk assessment ist eine Form der angewandten Politikanalyse und nicht reine wissenschaftliche Untersuchung. Ziel ist nicht in erster Linie, neues Wissen zu produzieren, sondern eine Akzeptanzbasis für politische Entscheidungen herzustellen. Die Ergebnisse unterliegen zeitlichen, finanziellen und Wissensrestriktionen und sind als Expertenmeinung normative Aussagen, die Fachleute aufgrund der Erfahrungen, Werthaltungen und Paradigmata ihrer Disziplinen machen (vgl. Andrews 1988, 86). Daraus resultieren weitere Quellen für Unsicherheiten und somit Risiken, die nicht naturwissenschaftlichen Ursprungs sind.
Manche Sachverhalte stellen subjektiv (also für ein Individuum) ein hohes Risiko dar, obwohl sie naturwissenschaftlich gesehen ein niedriges sind, und umgekehrt. Während analytisches Risiko nicht zwischen individuell erwünschtem Nervenkitzel (Glücksspiel, Kräftemessen) und unerwünschtem, weil unkontrollierbarem Katastrophenpotenzial (drohende Gefahr, schleichende Gefahr) unterscheidet, liegen in der Wahrnehmung durch die Betroffenen Welten zwischen diesen beiden Erlebnishorizonten (Renn 1993, 72).
Subjektive Risikobewertung beruht auf einer intuitiven Schätzung von Gefahren, wie sie im Alltag vollzogen wird. Der entscheidende Faktor für diese Bewertung ist die Kontextabhängigkeit (Abhängigkeit von Begleitumständen). Die relevanten Faktoren für die intuitive Schätzung sind (vgl. Fietkau 1990; Renn 1993, 69):
· Gewöhnung an die Risikoquelle
· Freiwilligkeit der Risikoübernahme
· vermeintliche oder tatsächliche Kontrollmöglichkeit des Risikograds
· wahrgenommene Natürlichkeit versus Künstlichkeit der Risikoquelle
· Sicherheit fataler Folgen bei Gefahreneintritt (GAU) bzw. Eindruck der Irreversibilität der Risikofolgen
· Möglichkeit von weit reichenden Folgen und vielen Betroffenen
· unerwartete Folgen für die kommende Generation
· sinnliche Wahrnehmbarkeit von Gefahren
· Eindruck einer gerechten Verteilung von Nutzen und Risiko
· Kongruenz zwischen Nutznießer und Risikoträger
· Existenz verbundener Wahrscheinlichkeiten.
Welche Rolle die einzelnen Faktoren spielen, hängt erheblich von der Risikoquelle sowie von Wissen, Werten und Wahrnehmungsbereitschaft der Betroffenen ab.
Solche individuellen Betroffenheiten und subjektiven Risikobewertungen sind nicht Gegenstand der naturwissenschaftlich-technischen Risikoanalyse und fließen damit auch nicht in die naturwissenschaftliche Aufstellung von Schwellenwerten ein. Die oft zitierten Vergleiche zwischen den beiden Risiken, aufgrund von Zigarettenrauch oder eines GAU[4] zu sterben, sind naturwissenschaftlich korrekt, auf der Basis individueller Betroffenheit aber unsinnig, denn das Risiko durch Rauchen ist freiwillig übernommen, man glaubt es kontrollieren zu können und der Schaden liegt v. a. beim Verursacher ‑ alles Faktoren, die beim GAU nicht zutreffen. Politisch abgewogene Standards enthalten solche Bewertungen jedoch in hohem Maße, denn ein politisches Urteil muss abwägen und damit über das Expertenurteil hinausgehen, darf dieses aber auch nicht außer acht lassen.
Eine Betrachtung, die nur die naturwissenschaftliche Unsicherheit ins Blickfeld rückt, stellt eine vereinfachte Sichtweise des Informationsflusses im Entscheidungsprozess dar. Danach wird der Unsicherheit durch mehr und genauere (bessere) Information, v. a. durch „bessere“ Modelle und Prognosemethoden, begegnet. Unbestimmte Rechtsbegriffe wie „Stand von Wissenschaft und Technik“ oder „Wohl der Allgemeinheit“ werden von Technikern über private technische Regelwerke ausgefüllt, die bestimmen sollen, was sicher genug ist und welches Risiko eingegangen werden soll.
Diese Sichtweise verkennt aber, dass der Informationsbedarf vom Entscheidungsträger bestimmt wird und die Planung daher prozedurale Elemente wie die Antragskonferenz und die Öffentlichkeitsbeteiligung kennt, in deren Rahmen erörtert wird, mit welchen Methoden welche Alternativen auf welche Auswirkungen zu untersuchen sind. Folglich wird hier bereits eine Wertung in Form einer Gewichtung vorgenommen.
Neben den naturwissenschaftlich begründeten Unsicherheitsquellen beinhaltet Planung immer subjektive Elemente (v. a. Werthaltungen), die zu Unsicherheit führen. Welche Auswirkungen sollten vor dem Hintergrund begrenzter Zeit und Mittel vertieft untersucht werden? Wie sind die einzelnen Auswirkungen zu gewichten? Die Risikoanalyse braucht für diese Gewichtungen eine Legitimation in Form von Maßstäben. Diese sind i.d.R. keine entdeckungsbedürftigen Naturphänomene, sondern gesellschaftliche Konventionen, die mit einer wissenschaftlichen Rechtfertigung versehen sind (vgl. Gethmann u. Mittelstrass 1992, 17). Die Existenz verschiedener Auffassungen über Konventionen in Gesellschaften ist die Regel und in unterschiedlichen Werthaltungen begründet. Ob eine naturwissenschaftlich festzustellende Wirkung als Schaden aufgefasst wird, ist eine gesellschaftliche Frage, die politisch entschieden wird. Analytische Unsicherheit kann prinzipiell durch verstärkte Forschung reduziert werden, Reduktion von Unsicherheit bei Werthaltungen bedarf des Konfliktmanagements.
Wenn Bewertung anonymisiert und mit Sachzwängen begründet wird, kann nicht mit Vertrauen und Akzeptanz bei den Betroffenen gerechnet werden, denn: Politiker sind dankbar für Sicherheit und Konsens; wenn diese jedoch nicht gut begründet sind, führt das schlicht zu öffentlichem Zynismus über die Untersuchung, ohne Opposition gegen die Entscheidung zu reduzieren (Andrews 1988, 91).
Wertunsicherheit kann auch wirkungsvoll durch die Herausgabe allgemeiner Richtlinien reduziert werden. Damit wird die Diskussion auf eine allgemeinere Ebene verlagert. Verwaltungsvorschriften stellen vom Ansatz her einen solchen Versuch dar. Die Vorteile liegen auf der Hand: Vorgehensweisen, die vorgegeben sind, brauchen auf der Projektebene nicht mehr diskutiert zu werden. Nachteilig ist aber, dass nicht alle Aspekte des Einzelfalls antizipiert werden können und hohe Regelungsdichte Kreativität und die Beachtung von Besonderheiten verhindert. Hilfreich wären Richtlinien und Standards, die Spielräume innerhalb einer bestimmten Spanne zur Berücksichtigung des Einzelfalls lassen.
Fundierte Risikoanalysen müssen nicht nur Unsicherheit reduzieren, sondern deutlich machen, welche Unsicherheiten trotz allem bleiben. Insgesamt kann das Hauptproblem der Wertunsicherheit nicht gelöst, sondern nur verdeutlicht werden.
Häufig stehen nicht einzelne Entscheidungen zu einem Vorhaben in einem bestimmten Raum zur Debatte, sondern sind Entscheidungen Teil eines größeren Geflechts. Werden z. B. gleichzeitig ein größeres Wohn‑ und Bürogebiet und eine neue Straße geplant, so geschieht dies oft durch verschiedene Behörden. Für den Straßenquerschnitt sind insbesondere Angaben über die Höhe des zu erwartenden neuen Verkehrs aufgrund der neuen Bebauung erforderlich und umgekehrt für die Frage der zulässigen Wohnungs- und Büroanzahl der genehmigungsfähige Straßenquerschnitt. Wenn benachbarte Entscheidungen in unabhängigen Verfahren durchgeführt werden, dann entsteht Entscheidungsunsicherheit.
Diese kann aber durch gegenseitige Information und Koordination der Entscheidungsträger wirkungsvoll reduziert werden. Im deutschen Planungssystem kommt diese Aufgabe der räumlichen Gesamtplanung (Raumordnung und Bauleitplanung) zu. Der Umweltverträglichkeitsprüfung obliegt hier die Aufgabe, Wechsel- und Folgewirkungen offen zu legen, also z. B. darzulegen, inwieweit die neue Straße das neue Wohngebiet mit Lärmbelasten wird und inwieweit sich das neue Wohngebiet auf die Belastung des Straßennetzes auswirken wird.
Entscheidungen sind häufig Gegenstand gerichtlicher Auseinandersetzung, v. a. wenn Wertunsicherheiten bei Betroffenen nicht ausreichend berücksichtigt werden. Zu § 12 UVPG kommentieren Erbguth und Schink (1991, 221 f.): „Gegenstand des Bewertens ist die Beurteilung der zusammenfassenden Darstellung als Risikoabschätzung; es handelt sich also um eine Risikobewertung“. Daher ist es wichtig, auf die Behandlung von Risiken durch die Rechtsprechung einzugehen.
Der Risikobegriff ist kein traditioneller Rechtsbegriff wie der Gefahrbegriff. Gefahr setzt die Kenntnis von Umständen, eine Erfahrungsregel oder eine hinreichende Wahrscheinlichkeit der Schädigung von Rechtsgütern voraus. Hinreichende Wahrscheinlichkeit wird dann als gegeben angenommen, wenn mehr dafür spricht als dagegen. Allerdings muss das juristische Gefahrenurteil neben der rechnerischen Wahrscheinlichkeit die Intensität und die Bedrohlichkeit eines möglichen Schadens berücksichtigen. Kurz formuliert wird dies in der „Je-desto-Regel“: „Je gewichtiger das gefährdete Gut und/oder je größer der zu befürchtende Schaden ist, desto geringere Anforderungen sind an die Höhe der Eintrittswahrscheinlichkeit zu stellen.“ (Kloepfer 1993, 65)
Der Risikobegriff stellt juristisch gesehen eine Erweiterung des klassischen Gefahrenbegriffs in den Bereich theoretischer Schadensmöglichkeiten hinein dar. Damit ist Risikovorsorge ein Paralleltatbestand zur Gefahrenabwehr, zu dem es einer besonderen gesetzlichen Ermächtigung bedarf (Di Fabio 1991, 357). Juristen sprechen von einem Risiko, wenn ein Schaden möglich ist, der Schadensverlauf und die Eintrittswahrscheinlichkeit aber nicht hinreichend sicher beurteilt werden können. Kloepfer (1993) hat eine begriffliche Differenzierung vorgelegt, die aufgrund ihrer Bindung an die Rechtsordnung gerade im Hinblick auf die Planung und die Umweltverträglichkeitsprüfung hilfreich ist (vgl. Kap. 3.1).
Im Vergleich zum naturwissenschaftlichen Risikobegriff ist festzustellen, dass einerseits auch beim juristischen Risikobegriff mit Unsicherheiten gearbeitet wird, andererseits aber noch Schadenshöhen und ‑intensitäten hinzutreten. Bei Risikoentscheidungen werden naturwissenschaftlich-technische Kompetenz und politisch-rechtliche Entscheidungsverantwortung zusammengeführt. Die Verwendung des Begriffs Risiko in der Rechtsprechung stellt also einen Schritt hin zur Integration der natur‑ und sozialwissenschaftlichen Risikoaspekte dar und fügt die rechtliche Verantwortung hinzu.
Oftmals wird hierbei aber von einer weitgehenden Trennbarkeit von fachlicher Kompetenz und rechtlicher Bewertung ausgegangen, so dass gefordert wird, zunächst wissenschaftlich die Sachverhalte klar darzulegen, um anschließend der Politik eine Entscheidung über das hinzunehmende (Rest‑)Risiko zu ermöglichen (vgl. z. B. Arbeitsgemeinschaft für Umweltfragen 1986).
So sinnvoll die Forderung nach Trennung von Sach- und Wertebene ist: Wird sie zeitlich vollzogen, wird übersehen, dass Wissenschaft nicht wertfrei arbeiten kann und daher bereits bei der Untersuchung Werthaltungen insbesondere in Form von Gewichtungen einfließen, die gesellschaftlich abgesichert sein müssen. Anzustreben wäre demnach eine Zusammenarbeit von Wissenschaft und Politik bzw. Rechtsprechung bei der Risikoabschätzung anstelle einer sequenziellen Abarbeitung.
Bei der Analyse und Prognose ökologischer Wirkungen besteht eine vergleichsweise große Unsicherheit, die verschiedene Quellen haben kann. Diese Unsicherheit führt zu einem Risiko, welches bis zu einem gewissen Grad statistisch quantifizierbar ist. Aufgrund des Ausmaßes der Unsicherheit kann man nicht a priori behaupten, dass bei der Entscheidungsvorbereitung eine naturwissenschaftlich‑ technische einer subjektiven Risikobewertung überlegen ist.
Die Methodik vergleicht i.d.R. Varianten, indem Aggregatgrößen mit „hoch‑mittel‑gering“ oder ähnlich eingeschätzt werden. Weil genaue Untersuchungen meist kosten‑ und zeitaufwändig sind und selbst dann sichere Aussagen kaum möglich sind, werden Begriffe wie Beeinträchtigung oder Empfindlichkeit sehr allgemein benutzt.
Obwohl das Adjektiv „ökologisch“ zunächst eine naturwissenschaftliche Vorgehensweise nahe legt, beinhaltet Ökologisches Risiko die Ermittlung der Beeinträchtigungsintensität und damit über naturwissenschaftliche Erforschbarkeit hinausgehende Werturteile. Hierin ist ein großer Teil der Probleme begründet, die bei der Bewertung von Umweltauswirkungen in der Praxis auftreten.
Im Gegensatz zur dargestellten naturwissenschaftlich‑technischen Risikoabschätzung und zum risk assessment benutzt die Ökologische Risikoanalyse einen Risikoindex, d. h. es werden aus einzelnen partiell unterschiedlichen Beeinträchtigungsgrößen nach Wenn-Dann-Regeln, die meist als Baum oder Matrix dargestellt werden, aggregierte Risiken gebildet. Dies trägt der komplexen Beeinträchtigungsstruktur Rechnung. Denn durch die vielfachen Wechselbeziehungen übersteigt die Komplexität diejenige der naturwissenschaftlichen und Versicherungsrisiken um Größenordnungen. Gleichzeitig sind ökologische Wirkungen durch Spätfolgen und z. T. hohes Schadensausmaß gekennzeichnet.
Bereits bei Bachfischer (1978) besteht eine Diskrepanz zwischen der theoretischen Fundierung des Risikobegriffs und seiner Verwendung in der Ökologischen Risikoanalyse. Eintrittswahrscheinlichkeiten werden nicht ermittelt, so dass das Risiko der Beeinträchtigung mit dem Ausmaß der Beeinträchtigung gleichgesetzt wird, ohne dass eine nähere Begründung erfolgt.
Die Übersichtlichkeit und leichte Anwendbarkeit der Methode hat in der Planungspraxis zu bisweilen formal‑mechanistischer und wenig reflektierter Abarbeitung geführt. Einige Anwender reduzieren die Methode sogar, ihre Begriffe verzichten völlig auf Zuordnungs- und Aggregationsregeln, so dass die Eingangsgrößen kaum nachvollziehbar sind. Als Ergebnis mehr oder weniger ausführlicher Argumentationen und verbaler Darstellungen wird eine hohe, mittlere oder geringe Beeinträchtigung bzw. Empfindlichkeit konstatiert. So bleibt meist außer acht, gegen welche Auswirkungen die Umweltgüter wie empfindlich reagieren. Um zu einem „Gesamtrisiko“ zu kommen, werden die Einzelrisiken dann teilweise noch ungehemmt saldiert, was bereits formal unzulässig ist. Die Einfachheit der Methode verleitet offensichtlich Gutachter mit geringen methodischen und inhaltlichen Kenntnissen, Umweltauswirkungen pauschal zu beurteilen (vgl. Eberle 1984; Scholles 1997, 155 ff.).
Ein Grund für das Unterlassen von Wahrscheinlichkeitsaussagen liegt darin, dass in komplexen Systemen die Aussagemöglichkeit eng begrenzt ist und insbesondere quantitative Bestimmungen meist unredlich sind. Morgan und Henrion (1990, 43) beobachteten jedoch, dass der meistbenutzte Ansatz der Risikobetrachtung in der Planung darin besteht, Unsicherheit schlicht zu ignorieren; sie bezeichnen dies als chronische Planerkrankheit. Die Folge dieser Unterlassung kann aber auch sein, dass bei Außenstehenden der Eindruck entsteht, als würden die aufgezeigten Auswirkungen sicher eintreten.
Die zentralen Größen Beeinträchtigungsintensität, Beeinträchtigungsempfindlichkeit und Risiko sind ordinal fünf- bis neunstufig skaliert. Hoppenstedt und Riedl (1992) reduzieren die Zahl der Stufen der Risikoskala sogar auf drei. Diese planungstheoretisch folgerichtige Niveaureduzierung hat einerseits den Vorteil der Integrierbarkeit qualitativer Informationen, führt andererseits aber für einige Umweltgüter, über die bessere Daten vorliegen, zu Informationsverlusten, wenn die Einzelaspekte der Risikoeinschätzung verbal nicht vermittelt werden. Ist der Begriff „Risiko“ in der Ökologischen Risikoanalyse also nur noch Ausdruck der „fehlenden letzten Prognosesicherheit“ (Hoppenstedt u. Riedl 1992, 30) oder muss nicht doch mehr auf gesellschaftspolitische Risikosichten eingegangen werden? Die versicherungstechnische Sichtweise erscheint aufgrund ihrer Betonung der Berechenbarkeit für ökologische Zusammenhänge ungeeignet.
Es sollte versucht werden, sowohl die naturwissenschaftlich‑technische als auch die gesellschaftswissenschaftlicher Sichtweise bei gleichzeitiger Berücksichtigung juristischer Umsetzbarkeit in die planungsrelevante Risikoanalyse zu integrieren. Die Planung als entscheidungsvorbereitendes und vorsorgeorientiertes Instrument kann sich nicht nur auf analytische Unsicherheit beschränken, sondern muss auf Wertunsicherheiten und subjektive Wertungen eingehen, um damit einen Beitrag zum Konfliktmanagement leisten zu können. Gesellschaftliche Gesichtspunkte des Risikobegriffs können behandelt werden, wenn Verhandlungen über zu erwartende Wirkungen und insbesondere Vermeidungs‑, Verminderungs‑ und Ausgleichsmaßnahmen stattfinden. Diese Verhandlungen sind durch wissenschaftliche Untersuchungen und Abschätzungen zu unterstützen und abzusichern.
Um dies leisten zu können, müssten bei der Einschätzung des Ökologischen Risikos Phasen der wissenschaftlichen Untersuchung mit solchen der Verhandlung abwechseln (vgl. De Jongh 1988).
Die oben dargestellten Sichtweisen des Risikobegriffs lassen sich verallgemeinernd wie folgt charakterisieren (Scholles 1997, 24):
· Die naturwissenschaftliche Sichtweise zielt auf Unsicherheiten bei der Analyse und Prognose von Wirkungen.
· Die versicherungstechnische Sicht stellt die Berechenbarkeit in den Mittelpunkt.
· Die gesellschaftswissenschaftliche Sicht stellt die Akzeptabilität von und Konsensbildung über Risiken in der Vordergrund.
· Die juristische Sicht beschäftigt sich mit staatlichem Eingreifen und muss dazu sowohl Eintrittswahrscheinlichkeit als auch Schadenshöhe berücksichtigen.
· Planung soll Unsicherheit reduzieren, akzeptiert werden und rechtssicher sein.
Daraus ergeben sich als die beiden zentralen Größen für die Risikobestimmung die Eintrittswahrscheinlichkeit und die Schadensintensität und somit:
Risiko = Schadensintensität * Eintrittswahrscheinlichkeit
Die Anforderung, Eintrittswahrscheinlichkeiten von Wirkungen bei Verträglichkeitsprüfungen abzuschätzen, ergibt sich aus zwei Gesichtspunkten:
· Die Wahrscheinlichkeit der Beeinträchtigung ist Bestandteil fast aller Risikodefinitionen (s. o.).
· Die Abschätzung ist z. B. bei der Umweltverträglichkeitsprüfung rechtlich gefordert.
Alle theoretischen Risikodefinitionen lassen sich auf einen Zusammenhang zwischen Schadensintensität und Eintrittswahrscheinlichkeit zurückführen. Ziel der Planung muss es sein, für politische Entscheidungen eine rationale Grundlage abzuliefern, die sowohl gut begründet als auch von der Öffentlichkeit als legitim und akzeptabel betrachtet wird (Andrews 1988, 85). Das heißt, auch die Genauigkeit der Abschätzung der Eintrittswahrscheinlichkeit muss entscheidungsorientiert sein.
Scholles (1997, 215ff.) hat einen Vorschlag zur ordinalen Klassifizierung von Eintrittswahrscheinlichkeit im Rahmen von Verträglichkeitsprüfungen unterbreitet. Er orientiert sich dabei an den umweltpolitischen Prinzipien Vorsorge, Gefahrenabwehr, Sanierung als minimaler Aussagegenauigkeit und schlägt vor, nur in Einzelfällen, soweit redlich und verhältnismäßig, weiter gehende Aussagen zu treffen.
Dabei zielt die Gefahrenabwehr i.d.R. auf wahrscheinliche Auswirkungen, während Umweltvorsorge auch auf mögliche Auswirkungen abzustellen hat ‑ in Abhängigkeit von der Schadensintensität. Daraus resultiert der in Tabelle 1 vorgestellte Vorschlag.
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Stufe |
Bezeichnung |
Erläuterung |
quantifiziert 1 |
Beispiel |
|
A |
sicher |
Wirkung wird definitiv eintreten. |
n=100% |
Verlust der Grundwasserneubildungsfunktion bei Überbauung |
|
B |
sehr wahrscheinlich |
Wirkung wird nach praktischer Vernunft eintreten. |
95% < n < 100% |
Zerschneidung von Amphibien‑Teilhabitaten durch Straßenbau zwischen Wald und Tümpel |
|
C |
wahrscheinlich |
Wirkung wird in mehr als der Hälfte der Fälle eintreten. |
50% < n < 95% |
Intensivierung der landwirtschaftlichen Nutzung infolge Flächenverlusts |
|
D |
möglich |
Wirkung kann eintreten, d. h. in weniger als der Hälfte der Fälle, ihr Eintritt ist jedoch nicht von der Hand zu weisen. |
5%< n < 50% |
Bodenkontamination durch wassergefährdende Stoffe infolge von Verkehrsunfällen |
|
E |
unwahrscheinlich |
Wirkung wird nach praktischer Vernunft nicht eintreten. |
0% < n < 5% |
Bodenkontamination oder Gewässerverunreinigung durch Sabotage einer Anlage |
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F |
unmöglich |
Wirkung kann nicht eintreten. |
n=0% |
Schadstoffeintrag ins Grundwasser bei Vollversiegelung |
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X |
unwägbar |
Eine Abschätzung ist aufgrund von Unkenntnis nicht vertretbar. |
??? |
Krebs als Folge des Wohnens in der Nähe von Freileitungen |
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|
1 Wenn die Eintrittswahrscheinlichkeit berechnet werden kann, sollte der errechnete Wert zusätzlich angegeben werden. |
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Tabelle 1: Eintrittswahrscheinlichkeit (aus: Scholles 1997, 216)
Die Extremwerte sicher und unmöglich sind klar zu definieren, dürften aber in der Natur selten zu prognostizieren sein, da man es i.d.R. mit mehr oder weniger großen Unsicherheiten zu tun hat. Die Abgrenzung zwischen wahrscheinlichen und möglichen Auswirkungen ist ebenfalls leicht zu definieren: die Auswirkungen, die mit mehr als 50% Wahrscheinlichkeit eintreten, also statistisch in mehr als der Hälfte der Fälle, sind wahrscheinlich, solche, die in weniger als der Hälfte der Fälle eintreten, sind möglich, d. h. die Wirkung kann eintreten, sie kann nicht mit hinreichender Sicherheit ausgeschlossen werden. Eine vorsorgeorientierte Einschätzung und Bewertung hat solche Auswirkungen einzubeziehen, v. a. wenn sich die Bewertung auf Zulässigkeitsvoraussetzungen wie die Eingriffsregelung stützt, die das Wort „kann“ beinhalten. Die Differenzierung von Wahrscheinlichkeit und Möglichkeit ist inzwischen auch rechtlich weitgehend anerkannt (Kloepfer 1993, 57ff.; Kolodziejcok u. Recken 1977ff., 1125, Rnr. 6; Peters 1994, 32). Eine Berücksichtigung wahrscheinlicher Auswirkungen wird also anders aussehen als eine Berücksichtigung lediglich möglicher Auswirkungen.
Darüber hinaus kann es in der Praxis sinnvoll erscheinen, für sehr wahrscheinliche und sehr unwahrscheinliche Auswirkungen weitere Prädikate einzuführen, statistisch gesehen also für die Bereiche der Gaußschen Normalverteilung, die asymptotisch verlaufen. Daher wird vorgeschlagen, für Auswirkungen, die nicht sicher sind, aber nach den Maßstäben praktischer Vernunft eintreten werden, sowie für solche, die nicht unmöglich sind, aber nach denselben Maßstäben kaum eintreten werden, die Begriffe sehr wahrscheinlich bzw. unwahrscheinlich einzuführen. Mit besonders hoher Wahrscheinlichkeit eintretende Auswirkungen sind in der Abwägung besonders zu berücksichtigen, sehr wenig wahrscheinliche i.d.R. nicht. Schließlich dürften immer noch Fälle verbleiben, in denen die Kenntnislücken so groß sind, dass eine Aussage nicht vertretbar ist. Diese sollen als unwägbar bezeichnet werden. Wenn nicht alle Stufen belegbar sind, sollte deren Anzahl einzelfallorientiert reduziert werden.
Die vorgeschlagene ordinale, an rechtlichen Kategorien orientierte Herleitung dürfte sowohl gutachterlich leistbar als auch entscheidungsrelevant sein. Sie ist zwar pragmatisch, gewährleistet dadurch aber die Vergleichbarkeit der einzelnen Aussagen. Dass hier naturwissenschaftliche und juristische Gesichtspunkte im Vordergrund stehen, ist beabsichtigt. Gesellschaftliche Anforderungen können in Aggregationsvorschriften nicht abgebildet werden; sie sollten durch die Prozeduralität des gesamten Vorgehens aufgenommen werden.
Bei der Einschätzung des Zustands der Umweltgüter sind spezifische, fachwissenschaftlich begründete Vorgehensweisen für jedes Umweltgut notwendig. Teilweise können hierzu Umweltgesetze oder untergesetzliche Regelungen herangezogen werden, jedoch sind die hierin enthaltenen Rechtsbegriffe meist für eine direkte Umsetzung zu abstrakt.
Zur fachlich begründeten Klassenbildung werden naturraumspezifische Referenzen benötigt, die aus regionalen oder kommunalen Umweltqualitätszielen abzuleiten sind, insbesondere bei der Einschätzung des Zustands der Umweltgüter. Dies gilt sowohl für die Einschätzung des aktuellen Zustands (der Vorbelastung) als auch für die Einschätzung prognostizierter Zustände (Entlastungen oder Zusatzbelastungen durch das Vorhaben bzw. die verschiedenen Varianten). Durch die Orientierung an Umweltqualitätszielen, die nicht durch den Gutachter gesetzt werden, wird die geforderte Entscheidungserheblichkeit der Untersuchungen erreicht. Damit können die Relevanzbäume der Risikoanalyse zumindest teilweise auf sicherere und legitimierte Füße gestellt werden. Absolute, aus Umweltqualitätszielen abgeleitete Aussagen sind gegenüber relativen vorzuziehen, weil sie durch die meisten Rechtsbegriffe gefordert werden und daher entscheidungserheblich sind. Die Ökologische Risikoanalyse ermöglicht die Verwendung mehrerer, unterschiedlich anspruchsvoller Maßstäbe auf einer Skala. Die Skalierung sollte mithilfe eines Relevanzbaums verdeutlicht werden. Für das Umweltgut Pflanzen soll hier beispielhaft die Kaule‑Skala (s. Tab. 2) angeführt werden, die inzwischen allgemein anerkannt ist. Sie wurde für den hier betrachteten Zusammenhang mit geänderten Codes für die Stufen versehen (Scholles 1997, 212 f.).
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Stufe |
Bezeichnung |
Erläuterung |
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A |
international bzw. gesamtstaatlich bedeutsam |
NP, BR (Zone I), NSG, § 20c-Biotope, FFH-Schutzgebiete. Seltene und repräsentative, natürliche und extensiv genutzte Ökosysteme. I.d.R. alte und/oder oligotrophe Ökosysteme mit Spitzenarten der Roten Listen, geringe Störung, große Flächen (soweit vom Typ möglich) |
|
B |
landesweit bedeutsam |
BR (Zone I), NSG, ND, § 20c-Biotope, wie A, jedoch weniger gut ausgebildet sowie Einzelschöpfungen |
|
C |
regional bedeutsam |
LSG, BR (Zone II), kleinere NSG, größere LB. Nicht oder extensiv genutzte Flächen mit Arten der Roten Liste zwischen Wirtschaftsflächen, regional zurückgehende sowie oligotraphente Arten, Restflächen der Typen von A und B, Kulturflächen, in denen regionale zurückgehende Arten noch zahlreich vorkommen |
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D |
lokal bedeutsam |
ggf. LB, kleinere Ausgleichsflächen zwischen Nutzökosystemen (Kleinstrukturen). Unterscheidet sich von C durch Fehlen oder Seltenheit von oligotraphenten und Rote-Liste-Arten. Bedeutend für Arten, die in den eigentlichen Kulturflächen nicht mehr vorkommen |
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E |
verarmt |
Nutzflächen, in denen nur noch wenig charakteristische Arten vorkommen. Die Bewirtschaftungsintensität überlagert die natürlichen Standorteigenschaften. Grenze der „ordnungsgemäßen Land‑ und Forstwirtschaft“ |
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F |
stark verarmt |
Nutzflächen, in denen nur noch Arten eutropher Standorte bzw. die Ubiquisten der Siedlungen oder die widerstandsfähigsten Ackerunkräuter vorkommen. Randliche Flächen werden belastet |
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G |
belastend |
Nur für sehr wenige Ubiquisten nutzbare Flächen, starke Trennwirkung, sehr deutlich Nachbargebiete belastend |
|
H |
stark belastend |
Fast vegetationsfreie Flächen. Durch Emissionen starke Belastungen für andere Ökosysteme von hier ausgehend |
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I |
weitgehend unbelebt |
Vegetationsfreie Flächen. Durch Emissionen sehr starke Belastungen für andere Ökosysteme von hier ausgehend |
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X |
nicht erhoben |
Nicht Bestandteil des Untersuchungsgebiets, nicht zugänglich oder Entwicklung unklar |
Tabelle
2: Klassifikation der Vorbelastung und Zusatzbelastung des Schutzguts Pflanzen
(aus: Scholles 1997, 224, nach Kaule 1986).
Ökologisches Risiko ergibt sich aus der Verknüpfung der ordinal skalierten Größen Beeinträchtigungsintensität und Eintrittswahrscheinlichkeit. Beeinträchtigungsintensität wiederum ergibt sich aus der logischen Addition von Vor‑ und Zusatzbelastung.
Da die Einschätzung entscheidungsrelevant sein soll, sind Begriffe anzustreben, die sowohl fachlich als auch juristisch interpretierbar sind. Die in Tabelle 3 aufgeführten und definierten Begriffe können Rechtsfolgen auslösen. Die auch rechtlich verwendbaren Begriffe werden hier fachlich belegt, ebenso wie die Naturwissenschaft fachliche Vorgaben für politisch zu beschließende Umweltqualitätsziele macht (Fürst et al. 1992). Die Behörden sind daran nicht gebunden und können zu anderen Ergebnissen kommen.
In erster Näherung kann man die drei Handlungsebenen der Umweltpolitik Sanierung ‑ Gefahrenabwehr ‑ Vorsorge unterscheiden (s. Tab. 3). Sanierung greift bei eingetretenen Beeinträchtigungen, Gefahrenabwehr bei drohenden Beeinträchtigungen, Vorsorge ist bemüht, Beeinträchtigungen (auch langfristig) gar nicht erst entstehen zu lassen. Weil Vorsorge Risiken möglichst gering zu halten versucht, ist eine Differenzierung des Risikobegriffs sinnvoll. Dabei wird im Wesentlichen Kloepfer (1993) gefolgt. Weiter gehende Erläuterungen finden sich bei Scholles (1997, 232 ff.).
Ob die Aufstellung einer Präferenzmatrix als Aggregationsvorschrift sinnvoll ist, muss im Einzelfall geklärt werden. Es bedarf auf jeden Fall einer Erläuterung durch eine verbale Argumentation. Die vorgeschlagene Skalierung beruht darüber hinaus auf drei Größen (Wertigkeit des Umweltguts, Intensität der Beeinträchtigung und Eintrittswahrscheinlichkeit), so dass die Matrix durch einen Quader ersetzt werden müsste. Dieser ist jedoch kaum noch übersichtlich darstellbar. Die zwingende Verwendung klar definierter Begriffe soll intuitive Einschätzungen verhindern.
Für die Entscheidung wird nicht nur die Information über das Ökologische Risiko durch das Vorhaben von Interesse sein, sondern auch die Veränderung gegenüber dem Zustand, so dass sich eine Veranschaulichung anhand von Pfeildiagrammen in Anlehnung an Krämer und Lohrberg (1994) anbietet (s. Abb. 2).
Abbildung 2: Pfeildiagramm (fiktives Beispiel, aus Scholles 1997, 234)
Die Einschätzung des Ökologischen Risikos soll für jedes Umweltgut und darüber hinaus für strukturelle und stoffliche Veränderungen getrennt erfolgen; eine weiter gehende Aggregation sollte man unterlassen. Dieser Schritt muss der (umweltinternen) Abwägung nach vorangehender Gewichtung vorbehalten bleiben. Die Aggregation muss daher separat erfolgen.
Da wir es in der Umweltplanung häufig mit unsicherer und unscharfer, nur ordinal skalierter Information zu tun haben, bietet sich die Untersuchung an, ob fuzzy logic, die sich mit unscharfen Begriffen und Regeln befasst, speziell der Ökologischen Risikoanalyse weiterhilft. Die auf dem unscharfen Denken beruhenden fuzzy sets wurden ab 1965 durch Lotfi Zadeh in die Diskussion gebracht.
Im Hinblick auf unseren Zusammenhang ist von vornherein klarzustellen, dass fuzzy sets Qualitäten beschreiben, die nicht eindeutig sind, indem sie den Grad der Mitgliedschaft eines Objekts zu einer Menge angeben. Sie haben jedoch nichts mit Wahrscheinlichkeiten, also dem Grad des Zutreffens einer Aussage oder des Eintritts eines Ereignisses zu tun. Daher können wir uns mit ihnen nur den unscharfen Begriffen und Regeln der Risikoanalyse widmen, nicht jedoch Eintrittswahrscheinlichkeiten berechnen.
Ein gewichtiges Problem der Ökologischen Risikoanalyse ist der Informationsverlust durch Klassifizierung bei genaueren, kardinal skalierten Inputdaten, wie z. B. Lärmbelastung in dB(A), stoffliche Belastung von Boden, Wasser, Luft. Hier wird mithilfe von tabellarischen Zuordnungen oder Relevanzbäumen klassifiziert, Resultat sind ordinal skalierte Daten. Nötig ist dies, um die Aggregation mit unpräzisen, von vornherein nur ordinal vorliegenden Daten vornehmen zu können.
Fuzzy sets bieten hier eine Alternative, indem sie mithilfe der Fuzzyfizierung kardinale in ordinale Größen umskalieren, diese mithilfe von Wenn-Dann-Regeln, wie sie auch die Ökologische Risikoanalyse verwendet, aggregieren und den ordinal skalierten Output durch Defuzzyfizierung in ein kardinal skaliertes Ergebnis zurückskalieren. Zu den Einzelheiten s. z. B. Drösser (1994) oder Kruse et al. (1995). Fuzzy logic hat inzwischen in der Regelungs- und Steuerungstechnik weite Verbreitung gefunden.
Damit bieten sich folgende Einsatzfelder innerhalb der Ökologischen Risikoanalyse an:
· Aggregation von kardinal mit ordinal skalierten Daten mit geringerem Informationsverlust
· Klassifizierung kardinal skalierter Inputdaten bei fließenden Übergängen, dabei Ersatz fester Grenzen durch sich überlagernde fuzzy sets, damit Ersatz des Relevanzbaums bei kardinal skaliertem Input.
· Bestimmung der Intensität von Auswirkungen, wenn genaue Messungen nicht möglich oder unverhältnismäßig sind und Expertenurteile voneinander abweichen
· Bestimmung von Eintrittswahrscheinlichkeit, wenn diese nicht berechnet werden kann
· Interpretation des Ergebnisses, wenn es nahe am Rand einer Klasse liegt oder die Klassenzugehörigkeit unklar ist, also ob z. B. Zerstörung oder „nur“ Schaden (s. Tab. 3) festzustellen ist.
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Stufe |
Umweltpolitisches Prinzip |
Bezeichnung |
Erläuterung |
|
A |
Sanierung |
Zerstörung |
katastrophale Schutzgutausprägung, Schutzgut vollständig irreversibel verändert |
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B |
|
Schaden |
Schutzgut in Teilen irreversibel verändert, Gefährdung sicher, Sanierungsbedarf |
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C |
Gefahrenabwehr |
Gefahr |
Beeinträchtigung des Schutzguts erkennbar, Gefährdung sehr wahrscheinlich oder wahrscheinlich (und aus Umweltsicht nicht hinnehmbar) |
|
D |
|
Gefahrengleiches Risiko |
Beeinträchtigung eines gewichtigen Schutzguts erkennbar, Gefährdung wahrscheinlich oder möglich (und aus Umweltsicht nicht hinnehmbar) |
|
E |
Vorsorge |
Gefahrenverdacht |
Beeinträchtigung des Schutzguts erkennbar, Überschreiten der Gefahrenschwelle möglich, Überschreiten der Restrisikoschwelle sehr wahrscheinlich |
|
F |
|
Risiko i.e.S. |
Schleichende, nicht direkt erkennbare Beeinträchtigung des Schutzguts, Überschreiten der Gefahrenschwelle unwahrscheinlich, Überschreiten der Restrisikoschwelle wahrscheinlich |
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G |
|
Risikomöglichkeit |
Beeinträchtigungen können durch Maßnahmen weitgehend vermieden oder ausgeglichen werden, Überschreiten der Restrisikoschwelle möglich |
|
H |
Restrisiko |
Veränderungen bleiben innerhalb der regionalen Schwankungsbreite, Schutzgutbeeinträchtigung unwahrscheinlich, staatliches Eingreifen nicht möglich |
|
|
X |
Forschungsbedarf |
keine Risikoeinschätzung möglich |
|
Tabelle 3: Klassifizierung des Ökologischen Risikos (aus: Scholles 1997, 231)
Eine eingehende Untersuchung dieser Potenziale steht noch aus. Eine erste Fallstudie von Eberle (1994) ist ermutigend verlaufen. Es zeigen sich jedoch auch bereits Probleme:
· Die Bestimmung des Grads der Mitgliedschaft (membership degree) ist nicht frei von Willkür und schwer nachvollziehbar.
· Die Zahl der nötigen Wenn-Dann-Regeln kann enorme Ausmaße annehmen. Wenn Vor- und Zusatzbelastung jeweils einschließlich „nicht erhoben“ zehn und Eintrittswahrscheinlichkeit sieben Klassen hat, dann ergeben sich theoretisch 700 Einzelregeln für die Ermittlung des Risikos. Allerdings sind nicht alle Regeln sinnvoll: wenn irgendwo ein X (für nicht erhoben oder unwägbar) auftritt, muss immer X (Forschungsbedarf) das Ergebnis sein. Und nicht jede Eintrittswahrscheinlichkeit ist bei jeder Belastung relevant.
· Morgan und Henrion (1990, 61) bezweifeln, ob fuzzy sets menschliche Vorstellungen gut abbilden. Sie empfehlen, sprachliche Unklarheiten durch intensiveres Nachdenken zu beseitigen. Allerdings passt die unscharfe Logik auch nicht in ihren insgesamt naturwissenschaftlichen, auf mathematische Genauigkeit ausgerichteten Ansatz der quantitativen Risikobehandlung.
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[1] vgl. z. B. Andrews (1988); Morgan u. Henrion (1990); Starr (1969); Suter II (1990); Suter II et al. (1987)
[2] dass z. B. die Arznei nicht nur die gewünschten und bekannten Wirkungen hat
[3] „use
a selected method against a known standard“ (De Jongh
1988, 70)
[4] Größter anzunehmender Unfall in einem Kernkraftwerk