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Inhaltsverzeichnis

ABBILDUNGSVERZEICHNIS   4

ABK  ÜRZUNGSVERZEICHNIS  5

1  EINLEITUNG  7

1.1  Klimawandel und Emissionshandel  7

1.2  Ziel und Aufbau der Arbeit  8

2  GRUNDLAGEN DES EMISSIONSZERTIFIKATEHANDELS  10

2.1  Umweltökonomische Instrumente  10

2.2  Ökonomische Theorie des Emissionshandels  11

2.2.1  Funktionsweise des Zertifikatehandels  12

2.2.2  Wirkungsanalyse des Zertifikatehandels  15

2.2.2.1  Ökonomische Effizienz  15

2.2.2.2  Dynamische Anreiz- und Innovationswirkung  18

2.2.2.3  Ökologische Treffsicherheit  20

2.3  Politische Umsetzung des Emissionshandels  21

2.3.1  Ökonomische Theorie versus politische Realität  21

2.3.2  Aufbau und Charakteristika realer Emissionshandelssysteme  23

2.3.2.1  Rahmenbedingungen, Abdeckung von Gasen und Sektoren  23

2.3.2.2  Festlegung und Höhe des Cap  25

2.3.2.3  Methode der Allokation  25

2.3.2.4  Umgang mit Stilllegung und neuen Marktteilnehmern  26

2.3.2.5  Temporale Dimension: Perioden, Banking und Borrowing  27

2.3.2.6  Anerkennung von Zertifikaten und Typen des Offsetting  28

2.3.2.7  Register, Berichtswesen, Überwachung und Sanktionierung  29

2.3.2.8  Kostenbeschränkungsmechanismen  31

3  EMISSIONSHANDELSSYSTEME IN DER PRAXIS  34

3.1  Das Kyoto Protokoll  34

3.1.1  Historie und grundsätzliche Regelungen  34

3.1.2  Flexible Mechanismen des Kyoto-Protokolls  36

3.1.2.1  Emissionshandel  36

3.1.2.2  Joint Implementation (JI)  37

3.1.2.3  Der Clean Development Mechanism (CDM)  38

3.2  European Union Emissions Trading Scheme (EU ETS)  39

3.2.1  Aufbau und Charakteristika  39

3.2.1.1  Rahmenbedingungen, Abdeckung von Gasen und Sektoren  40

3.2.1.2  Festlegung und Höhe des Cap  41

3.2.1.3  Methode der Allokation  42

3.2.1.4  Umgang mit Stilllegung und neuen Marktteilnehmern  44

3.2.1.5  Temporale Dimension: Perioden, Banking und Borrowing  44

3.2.1.6  Anerkennung von Zertifikaten und Typen des Offsetting  45

3.2.1.7  Register, Berichtswesen, Überwachung und Sanktionierung  46

3.2.1.8  Kostenbeschränkungsmechanismen  46

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3.2.2  Wirkungsanalyse.  47

3.2.2.1  Ökologische Treffsicherheit  47

3.2.2.2  Ökonomische Effizienz  50

3.2.2.3  Dynamische Innovationswirkung  51

3.2.2.4  Fazit.  53

3.3  Regionale Emissionshandelssysteme der USA  54

3.3.1  Regional Greenhouse Gas Initiative (RGGI)  55

3.3.1.1  Aufbau und Charakteristika  56

3.3.1.2  Wirkungsanalyse  58

3.3.2  Western Climate Initiative (WCI)  59

3.3.2.1  Aufbau und Charakteristika  62

3.3.2.2  Wirkungsabschätzung.  67

3.3.3  Midwestern Greenhouse Gas Reduction Accord (MGGA)  70

3.3.3.1  Aufbau und Charakteristika  71

3.3.3.2  Wirkungsabschätzung.  73

3.4  Nationale Emissionshandelssysteme der USA  75

3.4.1  Cap-and-Trade Gesetzgebung im US-Kongress  75

3.4.1.1  Grundlagen des legislativen Prozesses der USA  75

3.4.1.2  Gesetzentwürfe im 110. Kongress (2007-2008)  78

3.4.1.3  Gesetzentwürfe im 111. Kongress (2009-2010)  80

3.4.2  Aktuelle Umsetzungschancen eines nationalen Emissionshandels  84

4  LINKING VON US UND EU EMISSIONSHANDELSSYSTEMEN  86

4.1  Motive für eine Verbindung von Emissionshandelssystemen  86

4.2  Optionen des transatlantischen Linking  88

4.2.1  Eingrenzung der Untersuchungen.  88

4.2.2  Kompatibilität von US und EU Emissionshandelssystemen  89

4.2.2.1  Rahmenbedingungen, Abdeckung von Gasen und Sektoren  90

4.2.2.2  Festlegung und Höhe des Cap  92

4.2.2.3  Methode der Allokation  94

4.2.2.4  Umgang mit Stilllegung und neuen Marktteilnehmern  95

4.2.2.5  Temporale Dimension: Perioden, Banking und Borrowing  95

4.2.2.6  Anerkennung von Zertifikaten und Typen des Offsetting  96

4.2.2.7  Register, Berichtswesen, Überwachung und Sanktionierung  98

4.2.2.8  Kostenbeschränkungsmechanismen  99

4.2.3  Chancen des Linking  101

5  FAZIT UND AUSBLICK  106

5.1  Fazit  106

5.2  Ausblick  109

QUELLEN   113

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Abbildungsverzeichnis   

Abbildung  1: Prinzip des Emissionshandels  

Abbildung  2: Betriebliche Kostenanlastung Versteigerung vs. kostenlose Zuteilung  

Abbildung  3: Preisentwicklung und Handelsvolumen von EUAs 2005-2010  

Abbildung  4: Regionale Emissionshandelssysteme in den USA  

Abbildung  5: Preisentwicklung und Handelsvolumen von RGGI Allowances 2008-2010  

Abbildung  6: Legislativer Prozess der USA auf Bundesebene  

Abbildung  7: Reduzierungsziele der nationalen Gesetzentwürfe bis 2050  

Abbildung  8: Charakteristika der betrachteten EHS und Kompatibilität mit dem EU ETS  

Abbildung  9: Politische Zielsetzung vs Ausprägung der EHS Charakteristika  

Abkürzungsverzeichnis

AAU Assigned Amount Unit (Emissionszertifikat des Kyoto-Protokolls)

AB32 Assembly Bill 32 (California Global Warming Solutions Act of 2006)

ACESA American Clean Energy and Security Act

ACSA American Climate Security Act

APA American Power Act

ARB Air Resources Board (der kalifornischen EPA)

BAU Business As Usual

BDI Bundesverband der Deutschen Industrie

BMU Bundesministerium für Umwelt, Naturschutz und Reaktorsicherheit

CA California

Cap Synonym für Emissionsobergrenze

Carbon Capture and Storage (Kohlenstoffabscheidung und ‐lagerung) CCS

CDM Clean Development Mechanism

CER Certified Emission Reduction (aus CDM-Projekt)

CITL Community Independent Transaction Log

CLEARA Carbon Limits and Energy for America’s Renewal Act

CMP Conference of the parties serving as the Meeting of the Parties to the Protocol

CO 2 Kohlenstoffdioxid

CO 2 e Kohlenstoffdioxid-Äquivalent

COATS CO 2 Allowance Tracking System (der RGGI)

CSA Lieberman‐Warner Climate Security Act

Dem. Demokrat

DEHSt Deutsche Emissionshandelsstelle

EG Europäische Gemeinschaft

EHS Emissionshandelssystem(e)

EPA Environmental Protection Agency

ERU Emission Reduction Unit (aus Joint Implementation-Projekt)

EU European Union / Europäische Union

EUA European Union Allowance (Emissionszertifikat des EU ETS)

ETS Emissions Trading Scheme

GVK Grenzvermeidungskosten

GWP Global Warming Potential

ICAP International Carbon Action Partnership

IPCC Intergovernmental Panel on Climate Change

ITL International Transaction Log

JI Joint Implementation

KP Kyoto-Protokoll

KWK Kraft-Wärme-Kopplung

LoC Library of Congress (of the United States of America)

MGGA Midwestern Greenhouse Gas Reduction Accord

NAP Nationale Allokationspläne

NMED New Mexico Environmental Department

NGO Non-Governmental Organisation (Nicht-Regierungs Organisation)

NYSERDA New York State Energy Research and Development Authority

OECD Organization for Economic Co‐Operation and Development

OTC Over The Counter Market

PCGCC Pew Center on Global Climate Change

Rep. Republikaner

RGGI Regional Greenhouse Gas Initiative

RAO Regional Administrative Organization (des MGGA)

SO 2 Schwefeldioxid

Un. Unabhängiger

UNFCCC United Nations Framework Convention on Climate Change

USA United States of America (Vereinigte Staaten von Amerika)

USD US-Dollar (Währung der USA)

WCI Western Climate Initiative

1 Einleitung

1.1 Klimawandel und Emissionshandel

Die Arktis im Sommer nahezu eisfrei, schwere Waldbrände in Russland und Jahrhundertflut in Pakistan - inzwischen scheint der Klimawandel offenkundig sichtbar zu werden. Auch wenn seriöse Wissenschaftler an dieser Stelle stets auf den Unterschied zwischen wahrgenommenen, einzelnen Wetterereignissen und dem Klima ¹ hinweisen, so sagen ihre Statistiken doch das Gleiche aus: Die National Oceanic and Atmospheric Administration der USA veröffentlichte Daten, nach denen bis Ende Juni 2010 die wärmste Dekade, die wärmsten zwölf Monate, die wärmsten sechs Monate und der wärmste Juni seit Beginn der Aufzeichnungen überhaupt gemessen wurden. Neun Länder haben im Jahr 2010 ihre höchsten jemals erfassten Temperaturen erreicht (NOAA-NCDC 2010; McKibben 2010). Verantwortlich für diesen Wandel ist mit sehr hoher Wahrscheinlichkeit die menschliche Einbringung von Treibhausgasen in die Atmosphäre, an erster Stelle der Ausstoß von Kohlendioxid (CO 2 ) durch die Verbrennung fossiler Energieträger. Im Jahresdurchschnitt 2010 wird die Konzentration von CO 2 in der Atmosphäre 390 ppm ² erreichen, ausgehend von einem vorindustriellen Niveau von 273 ppm, Tendenz weiter steigend.

Das Intergovernmental Panel on Climate Change (IPCC) rechnet vor, dass international bis spätestens 2015 der jährliche Ausstoß von Treibhausgasemissionen sein Maximum erreichen und danach sinken muss - bis zum Jahr 2050 um bis zu 85% gegenüber 1990. Nur dann ist eine durchschnittliche Erderwärmung von mehr als 2°C zu verhindern, die in etwa einer CO 2 -Konzentration von 450 ppm entspricht (IPCC 2007: 66-67). Ab dieser Grenze sprechen die Wissenschaftler von sogenannten Tipping-Points: Steigt die Temperatur um mehr als diese 2°C, könnten selbstverstärkende Rückkopplungen eintreten, die unkontrollierbar steigende Temperaturen zur Folge haben könnten. (IPCC 2007: 38).

Spätestens seitdem der Stern-Review (Stern 2007) den Regierungen der Welt die Kosten des Nicht-Handelns vorgerechnet hat, sind sich diese zumindest vordergründig einig, dass etwas getan werden müsse. Jenseits von Lippenbekenntnissen bedeutet dies jedoch nicht, dass auch tatsächlich eine internationale Einigung in Bezug auf Ziele, Mittel und Wege der Bekämpfung des Klimawandels erreicht wurde, wie das Scheitern des mit hohen Erwartungen versehenen Klimagipfels in Kopenhagen im Jahr 2009 gezeigt hat.

¹ Klima wird allgemein definiert als statistischer Durchschnitt aller Wetterereignisse eines längeren Zeitraums.

² Eigene Hochrechnung auf Basis monatlicher Durchschnittswerte, Originaldaten vgl. NOAA/ESRL (2010).

Der unter Ökonomen und einer steigenden Anzahl von Politikern präferierte Weg, Treibhausgasemissionen auf möglichst Kosten effiziente Weise zu reduzieren, ist der Emissionszer-tifikatehandel. Die Europäische Union (EU) hat hier eine Vorreiterrolle übernommen und bereits 2005 ein Emissionshandelssystem (EHS) auf europäischer Ebene eingeführt. In Japan, Australien, Kanada und Neuseeland ist man dabei, oder denkt zumindest darüber nach, ebenfalls Emissionshandel in die Praxis umzusetzen. Der auf Basis der kumulierten Emissionen seit Beginn der Industrialisierung größte Treibhausgasverursacher sind die USA, auch wenn China sie in den jährlichen Emissionen vor kurzem überholt hat. ³ Ausgerechnet sie hinken bei der Umsetzung von Emissionshandelssystemen für Treibhausgase jedoch weit hinterher. Erst im Sommer 2010 ist erneut ein Anlauf gescheitert, ein nationales EHS aus der Wiege zu heben. Es erscheint bei derzeitigen politischen Konstellationen und Prioritäten schlichtweg nicht umsetzbar. Die Umsetzungschancen eines EHS auf Bundesebene sind durch die Verluste der Demokraten im Kongress im November 2010 gegenwärtig extrem gering. Lediglich auf regionaler, bundesstaatlicher Ebene gibt es bereits Ansätze für Handelssysteme und seit 2009, mit der Regional Greenhouse Gas Initiative (RGGI) einiger Oststaaten der USA, ein einziges in die Praxis umgesetztes System.

Diese Entwicklung ist erstaunlich wenn man bedenkt, dass die im Kyoto-Protokoll verankerten Flexiblen Mechanismen und der Emissionshandel allein auf Verhandlungsdruck der USA und gegen den Willen der EU durchgesetzt wurden (Ellerman et al. 2010: 9). Die europäischen Staaten bevorzugten seinerzeit eher konventionelle, ordnungspolitische Maßnahmen und Mittel und standen „modernen“ ökonomischen Instrumenten wie dem Emissionshandel sehr skeptisch gegenüber. Es ist daher geradezu ironisch (und doppelzüngig), dass die USA das Protokoll, dessen Inhalt sie maßgeblich diktierten, nie ratifizierten und bis heute auch im eigenen Land keinen nationalen Emissionshandel für Treibhausgase eingeführt haben.

1.2 Ziel und Aufbau der Arbeit

Anfang des Jahres 2009 gab die EU Kommission als Ziel aus, bis 2015 die Schaffung eines Marktes für CO 2 erreichen zu wollen, der sich auf alle Länder der Organisation für wirtschaftliche Zusammenarbeit und Entwicklung (OECD) erstreckt (EU-Kommission 2009: 11). Eine Verbindung mit anderen EHS wird ausdrücklich gewünscht. Das Linking ⁴ eines potenziellen

³ Modellrechnungen auf Basis vergangener Trends gehen davon aus, dass China bei den kumulierten Emissionen

Europa im Jahr 2021 und die USA zwischen 2047 und 2055 überholen wird (Botzen et al. 2008: 573).

⁴ „Linking“ bedeutet in diesem Zusammenhang „Verbindung“, die Begriffe „Linking“, „Verbindung“

„Koppelung“ und „Verknüpfung“ (sowie zugehörige Verben) werden im weiteren Verlauf synonym verwendet.

US-amerikanischen Systems mit dem europäischen Emissionshandel würde bereits einem riesigen Schritt in dieser Richtung gleichen. Schließlich sind die USA und die EU gemeinsam für nahezu 80% der Treibhausgasemissionen der OECD-Länder verantwortlich (Tuerk 2009: 1). Doch derzeit scheint die Umsetzung von Emissionshandel in der Bundespolitik der USA nur geringe Chancen zu haben. Auf internationaler Ebene wird der Fokus stark auf die Bundespolitik der USA gelegt und oft die mangelnden klimapolitischen Anstrengungen beklagt. Auch wenn dies für die nationale Ebene durchaus zutrifft, wird oft übersehen, dass es innerhalb der USA eine ganze Reihe an Bundesstaaten gibt, die sich aktiv einer solchen Politik widmen. Darunter gibt es gleich drei Vorhaben für regionale Emissionshandelssysteme. Zwar würde eine Verbindung des europäischen Emissionshandels mit diesen nur einen Teil der Emissionen der USA abdecken, aber durchaus Symbolwirkung zeigen, wichtige Signale senden und Druck auf die Bundespolitik ausüben.

Ziel dieser Arbeit ist es daher, einen Einblick in den Stand des Emissionshandels in den USA und Europa sowie einen Überblick über die bestehenden, entstehenden oder entworfenen Emissionshandelssysteme der USA zu geben. Auf dieser Basis sollen anschließend realistische Optionen eines Linking von US und EU Emissionshandelssystemen ermittelt und mittels einer Kompatibilitätsanalyse die Chancen und Risiken einer solchen Verbindung abgeschätzt werden.

In Kapitel 2 werden als Basis für die weitere Darstellung zunächst die theoretischen Grundlagen des Zertifikatehandels erörtert und die grundsätzliche Funktions- und Wirkungsweise dargelegt. Anschließend werden die politischen Möglichkeiten, dieses theoretische Modell in die Praxis umzusetzen, erläutert und auf Kerncharakteristika von Emissionshandelssystemen eingegangen. Kapitel 3 stellt empirische Beispiele bereits existierender oder in Planung befindlicher Emissionshandelssysteme vor. Zum besseren Verständnis im weiteren Verlauf der Arbeit wird kurz auf das Kyoto-Protokoll eingegangen. Aufgrund der guten Datenbasis wird anschließend das EU Emissionshandelssystem erläutert, bevor darauf aufbauend regionale EHS der USA vorgestellt und einer Wirkungsanalyse unterzogen werden. Kapitel 3.4 gibt einen Überblick über die sämtlich gescheiterten nationalen Gesetzentwürfe der letzten Jahre, die einen Emissionshandel zum Ziel hatten und bemüht sich um eine Ursachenanalyse. Kapitel 4 widmet sich der Analyse von Optionen des Linking. Dazu werden zunächst Beweggründe für die Verbindung von EHS erläutert, bevor die Kompatibilität ausgesuchter EHS der USA mit dem europäischen Emissionshandel analysiert wird. Abschließend wird in Kapitel 5 ein Fazit gezogen und die Betrachtungen und Ergebnisse dieser Arbeit in einen breiteren Kontext eingeordnet.

2 Grundlagen des Emissionszertifikatehandels

Dieses Kapitel soll eine Einführung in die theoretischen Grundlagen des Zertifikatehandels ⁵ geben. Im ersten Abschnitt (2.1) soll eine knappe Verortung des Emissionshandels im Spektrum umweltökonomischer Instrumente vorgenommen werden, um eine bessere Einordnung des Themas zu ermöglichen. Der folgende Abschnitt (2.2) erläutert die theoretischen Grundlagen des Lizenzmodells, im Anschluss wird auf die konkreten politischen Umsetzungsmöglichkeiten dieser Theorie eingegangen (2.3). Dabei wird keine umfassende Darstellung der ökonomischen Theorie angestrebt. Ziel ist es viel mehr, die Grundlangen für ein Verständnis von relevanten Aspekten der im weiteren Verlauf der Arbeit betrachteten Emissionshandelssysteme und ihrer Verknüpfung zu erzeugen.

2.1 Umweltökonomische Instrumente

Umweltprobleme hat es seit jeher gegeben, wenn auch eher regional begrenzt und nicht vergleichbar mit der Komplexität und den globalen Auswirkungen des Klimawandels. Die Mittel des Staates zu Eingriffen in diese Problemsituationen haben sich ebenso weiterentwickelt, wie die Probleme. Klassische umweltpolitische Instrumente lassen sich zunächst unterteilen in informatorische ⁶ und organisatorische ⁷ , die dem Emittenten ⁸ bzw. Umweltverschmutzer noch eine große Flexibilität einräumen, bis hin zu ordnungsrechtlichen Instrumenten, ⁹ bei denen der staatliche Durchgriff sehr hoch und die Gestaltungsspielräume der Einzelnen stark eingeschränkt sein können. Letztere werden in der ökonomischen Literatur meist als Auflage bezeichnet. Neben diesen klassischen Politik-Instrumenten gibt es die Kategorie der ökonomischen Instrumente (z.B. Abgaben, Lizenzlösungen), die wiederum in preis- und mengensteuernde Instrumente unterteilt werden kann (Rudolph 2005: 30). Der Emissionszertifikatehandel ist dabei letzterer Rubrik zuzuordnen.

Prinzipiell versuchen ökonomische Instrumente, ein Marktversagen auszugleichen, welches aus ökonomischer Sicht darin besteht, dass bestimmte negative externe Effekte nicht in den Preisen enthalten sind. Diese externen Effekte belasten Akteure (z.B. durch Luft-

⁵ DieBegriffe „Zertifikatehandel“, „Emissionshandel“ und „Emissionszertifikatehandel“ werden synonym

verwendet.

⁶ z.B. Aufklärung, Bildung.

⁷ z.B. Verhandlungen, Branchenabkommen, Selbstverpflichtungen.

⁸ Der Begriff „Emittent“ wird im Rahmen dieser Arbeit stets im Sinne von „Verursacher einer Emission“

verwendet, nicht im finanzwirtschaftlichen Sinne. Emission wird dabei im weiteren Sinne definiert als Ausstoß

von unerwünschten Stoffen, welches Treibhausgase, bei denen man nicht zwangsläufig von Schadstoffen im

engeren Sinne sprechen kann, mit einschließt.

⁹ z.B. insbesondere Ge- und Verbote sowie Genehmigungen und Grenzwerte.

verschmutzung) und führen bei ihnen zu Kosten, während andere Akteure den Nutzen haben (z.B. Produzenten von Gütern), da sie für die Verschmutzung des öffentlichen Guts (Luft) keinen Preis zu entrichten haben. Dieses Marktversagen soll dadurch ausgeglichen werden, dass die externen Effekte internalisiert werden, d.h. zu einem Preisbestandteil am Markt werden. Dies kann z.B. über Besteuerung oder die Zuweisung von entgeltlichen Nutzungsrechten erfolgen. Sind die externen Effekte nun derart in die Preise integriert, kann der Marktmechanismus seine Vorteile ausspielen und eine ökonomisch optimale Allokation ermöglichen. Diese wäre durch staatliche Auflagen nicht gegeben, da unabhängig von den individuellen Vermeidungskosten alle Akteure gleich behandelt werden. Dies ist aus ökonomischer Sicht ineffizient.

2.2 Ökonomische Theorie des Emissionshandels

Die theoretischen Grundlagen für den heutigen Emissionshandel wurden über Jahrzehnte hinweg von verschiedenen Ökonomen erarbeitet und weiterentwickelt, von denen hier nur die wichtigsten genannt seien (Ellerman et al. 2010: 13-14; Rudolph 2005: 24-28). Das Fundament der heutigen Theorie legte der Nobelpreisträger Ronald Coase im Jahre 1960 mit seinem Beitrag The Problem of Social Cost (Coase 1960). Darin argumentiert er, dass die Zuteilung von Eigentums- oder Nutzungsrechten an öffentlichen Gütern dazu beitragen könnte, u.a. Umweltprobleme zu vermeiden, da es durch den Handel unter den Haltern dieser Rechte zu einer ökonomisch effizienten Allokation kommen würde. Die externen Effekte könnten so durch Marktmechanismen eingepreist werden und dadurch eine Besteuerung umgehen, wie sie zuvor von Pigou (Pigou 1920) zur Lösung der Problematik negativer externer Effekte vorgeschlagen wurde. Das aufgrund von nicht praktikablen Informationserfordernissen eigentlich unlösbare Defizit der Pigousteuer - die Unbestimmbarkeit der richtigen Höhe, um ein optimales Niveau an Umweltnutzung zu erreichen - veranlasste Baumol und Oates dazu, den Standard-Preis-Ansatz zu entwickeln (Baumol/Oates 1971). Sie schlugen vor, statt dem nicht erreichbaren Optimalitätskriterium (welches Pigou verwendete) einen gesellschaftlich und politisch zu definierenden, akzeptablen Umweltstandard als Ziel zugrunde zu legen.

Die entscheidende Weiterentwicklung von Coases Theorien hin zu den heutigen Marktmechanismen für Verschmutzungsrechte wird gemeinhin Dales zugesprochen (Dales 1968a; Dales 1968b), der ebenfalls vom Umweltstandardansatz ausgeht. Dales prägte die prägnante Aussage „If it is feasible to establish a market to implement a policy, no policymaker can afford to do without one. Unless I am very much mistaken, markets can be used to implement any anti-pollution policy that you or I can dream up.” (Dales 1968b: 100,

Hervorhebung im Original). Er sollte mit dieser Feststellung Recht behalten. Fünf Jahrzehnte später werden Marktmechanismen auch politisch als das Mittel der Wahl angesehen. Allerdings dauerte es bis Anfang der 1990er Jahre, bis seine Theorien in Gestalt des Schwefeldioxid (SO 2 ) Zertifikatehandels im Rahmen der Novelle des Acid Rain Programs in den USA zum ersten Mal im großen Stil in die Praxis umgesetzt wurden ¹⁰ (Ellerman et al. 2010: 13-14; Rudolph 2005: 24-28).

2.2.1 Funktionsweise des Zertifikatehandels

Ein handelbares Emissionszertifikat erlaubt Emittenten Verschmutzungsrechte für Schadstoffe zu verkaufen und zu kaufen. Dabei erfüllt ein Emissionszertifikat prinzipiell zunächst einmal eine sehr ähnliche Funktion wie eine Auflage: Grundsätzlich gilt ein Verbot von Emissionen. Nur wer eine Genehmigung in Form eines Zertifikats hält, darf in entsprechender Menge Schadstoffe ausstoßen. Erst durch die Handelbarkeit der Zertifikate wird aus dieser Auflage ein ökonomisches Instrument: Der Handel am Markt erzeugt einen Wert für ein Verschmutzungsrecht, da es nun einen Preis erhält. Dadurch wird die Verschmutzung für Firmen zu einem Kostenfaktor und Opportunitätskosten der Verschmutzung entstehen, da man bei Vermeidung des Schadstoffausstoßes das Zertifikat am Markt verkaufen könnte. (Kolstad 2000: 143-144)

Die eben genannte Preisbildung setzt allerdings wie bei jedem ökonomischen Gut voraus, dass es ein knappes Gut ist. Knappheit bedeutet hier, dass die Anzahl nachgefragter Verschmutzungsrechte höher ist, als insgesamt an Verschmutzungsrechten ausgegeben werden. Aus diesem Grund spricht man im angelsächsischen Raum auch von Cap-and-Trade- Systemen.Eine absolute Begrenzung der Gesamtemissionen für bestimmte Stoffe und für ein bestimmtes geographisches Gebiet muss gesellschaftlich und politisch ausgehandelt und staatlich festgelegt werden, d.h. eine Emissionsobergrenze - ein Cap - wird gesetzt. Die Gesamtmenge an Emissionen wird anteilig auf eine bestimmte Anzahl von Emissionsrechten aufgeteilt. Diese Emissionsrechte werden als Zertifikate, ggf. mit begrenzter Gültigkeit, durch den Staat verteilt ¹¹ und können anschließend unter den Emittenten frei gehandelt werden (Trade) ¹² . Die Allokation der Zertifikate wird dann durch Angebot und Nachfrage geregelt (Rudolph 2005: 31).

¹⁰ Erste vorsichtige Umsetzung ökonomischer Anreizinstrumente in Anlehnung an Emissioszertifikate im

Rahmen des Clean Air Acts bereits ab 1977, Emissionszertifikatehandel im eigentlichen Sinne mit der Novelle

ab 1991 im Rahmen des Acid Rain Programs (Endres 2007: 115-121).

¹¹ Aufgrund dieses Schrittes der staatlichen Verteilung ist häufig auch von Cap-Distribute-and-Trade die Rede.

¹² Im Rahmen dieser Arbeit wird ausschließlich auf diese Art des Cap-and-Trade eingegangen. Eine alternative

Form findet sich mit dem Konzept der Emission-Reduction-Credits (ERC). Hierbei werden den Unternehmen

Die Erstallokation der Zertifikate kann auf zwei grundsätzlich unterschiedliche Verfahren erfolgen: Versteigerung und freie Vergabe. Beim ersten Verfahren werden von der ausgebenden staatlichen Stelle die Zertifikate im Rahmen einer Auktion meistbietend abgegeben. Das Preissignal und die Anreizwirkung entstehen hier also bereits bei der Erstvergabe. Die Emittenten müssen entscheiden, ab oder bis zu welchem Preis und Menge eine Vermeidung für sie kostengünstiger ist als ein Erwerb der Zertifikate. Das Versteigerungsverfahren berücksichtigt damit ein starkes Verursacherprinzip, da ab der ersten emittierten Einheit Kosten anfallen. Die Versteigerung kann für Unternehmen erhebliche Unsicherheiten zur Folge haben, auch kann die Marktmacht einzelner Unternehmen zu Verzerrungen führen. Diese Probleme werden beim zweiten Verfahren vermieden: Bei der freien Vergabe werden die Zertifikate kostenlos an die Emittenten abgegeben. Selbst wenn die Entscheidung zugunsten einer kostenlosen Zuteilung erfolgt, gibt es unterschiedliche Methoden, die dann zu verteilenden Mengen festzulegen: Grandfathering und Benchmarking. In beiden Fällen werden auf Basis der einzelnen Emittenten i nach dem Bottom-Up-Prinzip durch Aufsummierung der Einzelemissionen e i die Grundemissionen errechnet. Die Summe der Einzelemissionen e i übersteigt dabei zunächst das Gesamtemissionsziel Z, da dieses ja eine Reduzierung gegenüber historischen Werten beinhaltet. Daraufhin muss der Reduzierungsfaktor / ∑ errechnet werden, ¹³ der zur Anwendung kommen muss, in

dem die Summe mit dem Ziel ins Verhältnis gesetzt wird. Beim Grandfathering wird e i ausschließlich auf Basis der historischen Einzelemissionen errechnet, meist durch Mittelung mehrerer Jahresemissionen. Beim Benchmarking hingegen wird e i auf Basis des historischen Produktionsoutputs (o i ) multipliziert mit einem über die jeweilige Branche B hinweg gemittelten - oder auch gezielt gewichtetem - Emissionskoeffizienten α B (Emissionen pro Einheit Output) errechnet ( . Dieser Wert entspricht damit nicht dem Status Quo historischer Emissionen, sondern berücksichtigt zumindest anteilig die effizientesten technischen Verfahren und setzt den Branchendurchschnitt der Emissionseffizienz als Mindestmaß an (Graichen/Requate 2008: 17-18).

sogenannte Baseline-Emissionen zugebilligt. Schaffen es Unternehmen nun, diese (prinzipiell als Auflage

gesetzten) Standards zu unterbieten, erhalten sie ex post in Höhe der eingesparten Emissionen ERC-Zertifikate,

die sie wiederum an Unternehmen verkaufen können, die es nicht schaffen, ihre Baseline einzuhalten. Prinzipiell

greifen hier die gleichen ökonomischen Anreizwirkungen, jedoch ist das System invers aufgebaut (Perman 2003:

228).

¹³ Es kann auch die umgekehrte Vorgehensweise gewählt werden, die in der Praxis durchaus üblich ist. Dabei

wird zunächst der Reduzierungsfaktor bestimmt (z.B. aus Verpflichtungen des Kyoto-Protokolls), aus der

Summe der historischen Emissionen e i wird daraufhin in umgekehrter Weise das absolute Ziel Z errechnet.

Auf diese Weise werden besonders ineffiziente ¹⁴ Unternehmen bestraft, da sie hierdurch weniger Zertifikate zugeteilt bekommen als nach der Grandfathering-Methode und daher mehr Zertifikate am Markt zukaufen müssen. Unternehmen, die schon zuvor in bessere Vermeidungstechnik investiert haben und deren Emissionskoeffizient also niedriger ist als der Branchendurchschnitt, bekommen hingegen mehr Zertifikate zugeteilt, als sie nach der Grandfathering-Methode erhalten würden. Diese Unternehmen müssen daher weniger Vermeidungsanstrengungen anstellen, bzw. können Zertifikate am Markt veräußern.

Bei der kostenlosen Zuteilung, gleich welcher Methode, wird das Verursacherprinzip nicht in der gleichen Weise gewürdigt wie bei der Versteigerung, da die Emittenten lediglich für Kosten durch zusätzliche Emissionen oder Vermeidungskosten aufkommen müssen, jedoch nicht für die Restemissionen. Bei diesem Verfahren erfolgt entgegen der Versteigerung bei der Vergabe noch keine Preisbildung, der Marktmechanismus wirkt also erst beim späteren Handel der Zertifikate unter den Emittenten. Denkbar ist auch eine Kombination beider Verfahren, bei der ein Teil der Zertifikate kostenlos vergeben wird, ein anderer hingegen versteigert wird (Endres 2007: 110-113).

Unabhängig von der Art der Erstzuteilung wird es im Markt Unternehmen mit Zertifikatsüberschüssen geben, z.B. aufgrund hoher eigener Reduktionspotenziale, sowie Unternehmen, deren Emissionen die zugeteilten Zertifikate übersteigen. Es kann nun ein Handel stattfinden, bei dem Zertifikate übertragen werden. Letztere Unternehmen können nun durch Zukäufe von Zertifikaten mehr Emissionen ausstoßen, insgesamt bleibt die Emissionsmenge jedoch gleich. Auf diesem Prinzip basiert stark verkürzt das Konzept des Emissionszertifikatehandels, wie es am Beispiel des CO 2 -Zertifikatehandels in Abbildung 1 vereinfacht dargestellt wird.

Mithilfe des Emissionszertifikatehandels ist es also möglich, die Gesamtmenge der Emissionen genau auf einen festgelegten Wert zu begrenzen. Die Zielgenauigkeit entspricht dabei derjenigen einer strengen Auflage. Diese Begrenzung wird eingehalten, da eine Steigerung der Emissionsmenge an einer Stelle immer eine Minderung an anderer Stelle voraussetzt. Die Gesamtmenge wird also staatlich begrenzt, ohne dass der Gesetzgeber Einfluss darauf nimmt, wie die Allokation der Gesamtmenge auf die einzelnen Unternehmen bzw. Emissions-Quellen erfolgt ¹⁵ , da diese durch den Markt geregelt wird (Perman 2003: 219). Die ökonomische Anreizwirkung durch den Preismechanismus entspricht dabei im Prinzip der einer

¹⁴ Ineffizient im Sinne der Emissionen.

¹⁵ Ein Einfluss kann jedoch potenziell schon bei der Erstzuteilung entstehen, siehe oben.

Umweltsteuer. Der Emissionszertifikatehandel verbindet also die Vorteile von Auflage und Steuer, bei gleichzeitiger Vermeidung der jeweiligen Nachteile. 16

2.2.2 Wirkungsanalyse des Zertifikatehandels

Nachdem im letzten Abschnitt die Funktionsweise und die wesentlichen Merkmale von EHS skizziert wurden, wird im Folgenden auf die Wirkungsweisen dieses Instruments eingegangen. Dabei werden ökonomische Effizienz, ökologische Treffsicherheit und Innovationswirkung des Zertifikatehandels erläutert ¹⁸ . Lediglich um eine Abgrenzung und einen Vergleich zu ermöglichen, werden dem Emissionshandel stark verkürzt auch die Wirkungen der Auflage und der Abgabe als umweltpolitische Instrumente gegenübergestellt.

2.2.2.1 Ökonomische Effizienz

Unter der ökonomischen Effizienz ist nachfolgend die Fähigkeit zu verstehen, die Emittenten zur Einhaltung einer vorgegebenen Emissionsgesamtmenge bei geringstmöglichen Vermeidungskosten zu veranlassen. „Der Anreiz zur kostenminimalen Emissionsvermeidung ist ein zentrales Beurteilungskriterium: Werden unnötig viele Ressourcen im Umweltschutz

¹⁶ Nachteil der Auflage: ineffiziente Allokation; Nachteil der Steuer: ungenaue Zielerreichung (siehe auch 2.2.2).

¹⁷ QUELLE: DEHSt (2010), mit freundlicher Genehmigung der DEHSt.

¹⁸ Die Darstellung folgt dabei im weiteren Verlauf dieser Arbeit der Betrachtungs- und Argumentationsweise der

neoklassischen Ökonomik. Eine Betrachtung aus evolutionsökonomischer Sicht kommt jedoch mit anderen

Methoden zu ähnlichen Schlüssen und sieht die Gesamtaussage des Emissionshandels als bevorzugtes

umweltpolitisches Instrument bestätigt. Vgl. dazu Schwerd (2008: 515-521).

verbraucht, so entstehen Wohlfahrtseinbußen, weil der verschwendete Anteil der Ressourcen ohne Not aus anderen Verwendungen abgezogen werden muss“ (Endres 2007: 122).

In der folgenden Betrachtung wird zwischen einzelwirtschaftlicher und gesamtwirtschaftlicher Sichtweise unterschieden.

Einzelwirtschaftlich kann eine Auflage grundsätzlich effizient sein, sofern ein bestimmtes Höchstniveau oder eine bestimmte Reduzierung bei freier Wahl der Mittel vorgeschrieben wird. Gleiches gilt für eine Abgabe, bei der die Emissionsmenge besteuert wird, d.h. eine Emissionssteuer. Wird hingegen ein bestimmtes Verfahren per Auflage vorgegeben oder durch Verbote die Auswahl eingeschränkt, ist eine kostenminimale Emissionsvermeidung nicht mehr oder nur noch eingeschränkt möglich. Ebenso bei einer Abgabe auf bestimmte umweltintensiv hergestellte Güter: Hier bliebe nur eine Senkung der Produktionsmenge als Vermeidungsmöglichkeit (Endres 2007: 123-124).

Handelbare Emissionszertifikate entsprechen in dieser Hinsicht einer Emissionssteuer. Die Funktion der Abgabe übernimmt in diesem Fall der Zertifikatspreis, ein Anreiz zu einzelwirtschaftlich effizientem betrieblichem Handeln ist also gegeben. Bei Kosten minimierenden Unternehmen wird davon ausgegangen, dass das Unternehmen von der ursprünglichen Emissionsmenge (E*) ausgehend bis zu dem Punkt in Vermeidung investiert, an dem die Grenzvermeidungskosten ¹⁹ dem Preis eines Zertifikats am Markt entsprechen. Ab diesem Punkt ist es kostengünstiger, Zertifikate zu erwerben, als selbst Emissionen zu vermeiden. Dies entspricht der Menge E 1 am Schnittpunkt A in der grafischen Darstellung in Abbildung 2. Die Höhe der tatsächlichen Belastung für das Unternehmen hängt dabei, wie oben geschildert, maßgeblich vom Erstvergabeverfahren ab und ist bei kostenloser Erstvergabe wesentlich geringer (nur schraffierte Fläche in Abbildung 2), da keine Anlastung der Restemissionskosten erfolgt (graue Fläche in Abbildung 2). Der einzelwirtschaftliche Anreiz zur Kostenminimierung bleibt dennoch bestehen, auch wenn die Zertifikate zunächst kostenlos zugeteilt werden. Bei vollständiger Versteigerung jedoch würden die gesamten Kosten angelastet, d.h. die Summe aus schraffierter und grauer Fläche (Rudolph 2005: 38-39; Endres 2007: 124).

¹⁹ D.h. die Kosten der Reduzierung einer zusätzlichen Einheit Emissionen.

Abbildung 2: Betriebliche Kostenanlastung Versteigerung vs. kostenlose Zuteilung 20

Volkswirtschaftlich kann eine bestimmte Reduktion der Gesamtemissionsmenge durch völlig unterschiedliche individuelle Reduktionsleistungen der einzelnen Emittenten erreicht werden. Gesamtwirtschaftlich effizient ist nun diejenige Aufteilung der Reduktionsleistungen auf die Emittenten, die die Gesamtkosten der Reduktion in der Summe aller Emittenten minimiert. Da die Vermeidungskosten der einzelnen Emittenten in der Regel unterschiedlich hoch sind, ²¹ wird eine kostenminimale Aufteilung dadurch erreicht, dass Unternehmen einen umso größeren Anteil der Reduzierungen übernehmen, je niedriger ihre Vermeidungskosten sind (Endres 2007: 124-125).

Eine solche Gesamtkostenminimierung ist mit einer Auflage nicht möglich, die pauschal z.B. allen Emittenten vorschreibt, ihre Emissionen zu halbieren. Dies würde zwar zum gewünschten Reduzierungsziel insgesamt führen (Gesamtemissionen halbieren), allerdings zu viel höheren Kosten als gesamtwirtschaftlich notwendig. ²² Eine Abgabe würde den Ansprüchen der Kostenminimalität genügen, da sich hier die individuellen Vermeidungskostenunterschiede im Verhalten der Emittenten auswirken (Abgabe bezahlen vs. Reduzierung) (Endres 2007: 125-126).

²⁰ Eigene Darstellung in Anlehnung an Rudolph (2005: 38). Der Verlauf der GVK-Kurve ergibt sich aus der An-

nahme, dass die Reduzierungen zu Anfang mit relativ einfachen Mitteln, d.h. kostengünstig, erreicht werden

können, dass der Aufwand jedoch mit jeder reduzierten Einheit Emissionen ansteigt. Außerdem wird angenom-

men, dass die Emissionen insgesamt nicht unter ein bestimmtes Minimalniveau reduziert werden können.

²¹ Diese werden u.a. beeinflusst durch unterschiedliche Unternehmensgröße, Endprodukte, Produktionsprozesse

oder Alter der Anlagen.

²² Eine Auflage muss jedoch nicht zwangsläufig pauschal sein, sondern könnte z.B. nach Unternehmensgröße

oder anderen Faktoren gestaffelt werden, was eine höhere Kosteneffizienz ermöglichen würde.

Handelbare Emissionszertifikate erfüllen ebenfalls dieses Kriterium: Je höher die Vermeidungskosten eines Emittenten, desto höher seine Zahlungsbereitschaft für Zertifikate im Rahmen einer Auktion bzw. seine Nachfrage nach Zertifikaten am Markt. Umgekehrt ist das Vermeidungsniveau eines Emittenten umso höher, je niedriger seine Vermeidungskosten sind, da er die freibleibenden Zertifikate am Markt gewinnbringend veräußern kann ²³ . Auf diese Weise wird schlussendlich eine kostenminimale Aufteilung der Gesamtreduzierung (bzw. Gesamtemissionsmenge) auf die einzelnen Emittenten erreicht (Endres 2007: 126).

Um die Effekte des Emissionshandels ausschöpfen zu können ist es erforderlich, dass sich überhaupt ein hinreichender Markt mit einer ausreichenden Anzahl Teilnehmer und einer hohen Liquidität, d.h. einem hohen Handels- und Transaktionsvolumen ergibt.

Eine weitere Kostenkategorie von gesamtwirtschaftlicher Relevanz bildet der administrative Aufwand, der dem Staat bei der Umsetzung umweltpolitischer Instrumente entsteht. In der Literatur wird meist davon ausgegangen, dass die Verwendung einer Emissionshandels-Lösung aufgrund struktureller Vorteile tendenziell mit weniger administrativem Aufwand verbunden ist, als z.B. eine vergleichbare Auflagenlösung ²⁴ : Implementierungskosten sind niedriger, weil aufwändige Einzelgenehmigungsverfahren entfallen, keine Anlagen spezifischen Vorschriften erarbeitet werden müssen und aufgrund geringerer Ermessenspielräume eine niedrigere Beteiligung nachgeordneter Verwaltungsebenen notwendig ist. Aufgrund der Tatsache, dass der Kontroll- und Überwachungsaufwand in etwa unverändert bleiben dürfte, entstehen so durch den Emissionshandel insgesamt weniger administrative Kosten (Rudolph 2005: 40).

2.2.2.2 Dynamische Anreiz- und Innovationswirkung

In der zuvor dargestellten Analyse der Effizienz wurde impliziert, dass die Kosten der Vermeidung und prinzipiell die Verfahren zur Reduzierung vorgegeben und unveränderlich sind. Dies ist in der Realität keineswegs so, denn Einflüsse wie der technische Fortschritt entfalten dort ihre Wirkung. So könnten durch umweltschutz- oder verfahrenstechnische Innovationen die Reduktionen mit geringerem Aufwand, oder umgekehrt bei gleichem Aufwand höhere Einsparungen an Emissionen erreicht werden (Endres 2007: 133). Nun stellt sich die Frage, ob durch das Instrument des Emissionshandels neben dem Vermeidungsanreiz

²³ Dies gilt solange der Zertifikatspreis höher ist, als seine Vermeidungskosten. Liegen die Kosten darüber, so

wird der Kosten minimierende Emittent zum Käufer am Markt.

²⁴ Wobei der administrative Aufwand selbstverständlich sehr von der jeweiligen konkreten Ausgestaltung des

Instruments abhängt.

auch eine dynamische Anreizwirkung entsteht, die gezielt die Innovationssuche und -diffusion fördert.

Eine Auflage erreicht zunächst diese Wirkung, da es für Unternehmen sinnvoll ist, nach besseren Verfahren zu suchen, die die Einhaltung der vorgeschriebenen Grenzwerte zu niedrigeren Kosten ermöglichen als bisher. Allerdings gibt es keinerlei Anreiz, Verfahren zu entwickeln, die die Emissionen unter das vorgeschriebene Niveau senken, da den hierfür investierten Mitteln keine Erträge gegenüber stehen würden. Eine Abgabe im Sinne einer Emissionssteuer würde ebenfalls diese Innovationswirkung entfalten, ohne jedoch auf einen bestimmten Grenzwert oder eine Höchstmenge beschränkt zu bleiben, da für jede emittierte Einheit Kosten entstehen, daher jede durch bessere Verfahren und Technik eingesparte Einheit diese reduziert, im Prinzip bis hin zur völligen Vermeidung jeglicher Emission. Eine Emissionssteuer erhält also die dynamische Anreizwirkung in vollem Umfang, sofern der Steuersatz konstant bleibt ²⁵ (Endres 2007: 133-137).

Bei der Zertifikate-Lösung entstehen zunächst dieselben Anreize wie bei der Abgabe, da Kosten für Zertifikate eingespart bzw. nicht genutzte Zertifikate gewinnbringend verkauft werden können. Jedoch führen Innovationen der Vermeidungstechnik und -verfahren über die Zeit zu einer insgesamt geringeren Nachfrage nach Zertifikaten und gleichzeitig zu einem potenziell höheren Angebot (da viele Zertifikate ungenutzt zur Verfügung stehen). Das Marktgleichgewicht verschiebt sich also tendenziell hin zu niedrigeren Preisen und führt damit zu einer sinkenden Anreizwirkung, werden diese Vorgänge nicht gleichzeitig durch Wirtschaftswachstum kompensiert bzw. stabilisiert. (Gleiches gilt im Übrigen auch für Phasen wirtschaftlichen Abschwungs.) Soll das Preisniveau gestützt und die Anreizwirkung erhalten bleiben, so muss der Staat entweder in Form einer Art Offenmarktpolitik in den Markt eingreifen und Zertifikate aufkaufen, oder die Emissionsstandards im Zeitverlauf immer weiter verschärfen, d.h. insgesamt weniger Zertifikate zur Verfügung stellen (Endres 2007: 137-138).

Die beste dynamische Anreizwirkung entfaltet also eine Abgabe, die schlechteste eine Auflage. Der Emissionshandel hat das Potenzial, die gleiche Wirkung zu entwickeln wie eine Abgabe, sofern die Randbedingungen angepasst werden. Je ambitionierter die Reduzierungsziele insgesamt und je steiler die Absenkung der Zertifikatemenge im Zeitverlauf angelegt

²⁵ Ist das staatliche Ziel ein bestimmtes Emissionsniveau, müsste der Steuersatz mit der Zeit bei Annäherung an

dieses Niveau immer weiter abgesenkt werden.

sind, desto weniger wird allerdings das Problem der sinkenden Innovationswirkung überhaupt relevant werden.

2.2.2.3 Ökologische Treffsicherheit

Die ökologische Treffsicherheit - oft auch als ökologische Effektivität oder Wirksamkeit bezeichnet - meint im Zusammenhang dieser Arbeit die Fähigkeit eines Umweltinstruments, ein vorgegebenes Emissionsniveau (für ein bestimmtes Land, Gebiet oder eine Region) zielsicher zu erreichen. Nach dieser Lesart ist eine Auflage zunächst in diesem Zusammenhang sehr positiv zu beurteilen, da der angestrebte Emissionsstandard quasi als Kernbestandteil der Auflage (z.B. über Verbote, Verfahrensvorschriften etc.) direkt umgesetzt werden muss. Hier schneidet die Abgabe deutlich schlechter ab, da sie nicht direkt das Emissionsziel beinhaltet, sondern über den Umweg einer Preisbeeinflussung und dadurch bedingten Verhaltensänderung der Emittenten nur indirekt das Ziel anstrebt. Da ex ante nicht klar ist, wie genau sich die Anpassungsleistung und Veränderung der Emittenten auswirken wird, kann nur über mehrere Anpassungsschritte (Trial-and-Error-Verfahren) schließlich ein Steuersatz ermittelt werden, der das eigentlich gewünschte Emissionsniveau erreicht. Setzt man die Steuer zu hoch an, wird das Ziel übererfüllt und damit unnötige Kosten verursacht. Ist die Steuer zu niedrig, wird das gewünschte Emissionsiveau nicht erreicht. Um die Abgabenhöhe bereits im ersten Schritt korrekt festzulegen, wäre eine genaue staatliche Kenntnis der Grenzvermeidungskosten insgesamt erforderlich, welches in der Praxis eine unrealistische Anforderung darstellt (Endres 2007: 144-145).

Beim Zertifikatehandel hingegen gleicht die ökologische Treffsicherheit derjenigen der Auflagenlösung: Es kann nur in der Höhe Emissionen geben, in der Zertifikate ausgegeben wurden, d.h. das Ziel ist durch die Anzahl der Zertifikate direkt steuerbar. ²⁶ Allerdings wird dieses Ziel auch nie unterschritten (was ja im Beispiel der Treibhausgase durchaus wünschenswert wäre), es sei denn Umweltschutzorganisationen oder Privatpersonen kaufen am Markt Zertifikate ausschließlich zur anschließenden Stilllegung auf. Obwohl es sich um ein marktbasiertes Instrument handelt, ist also die Zielerreichung im gleichen Maße sichergestellt wie bei einer Auflage. Marktbasiert ist lediglich die Allokation der Emissionsmengen auf die Emittenten, die Gesamtmenge wird staatlich festgelegt. ²⁷ Zur

²⁶ Dies gilt jedenfalls solange man vom legalen Bereich ausgeht. Illegales Emittieren bleibt davon unbetroffen,

allerdings wären Verstöße gegen Auflagen ebenso gut möglich.

²⁷ Dies ist wichtig zu bemerken, da in der Öffentlichkeit teilweise eine ablehnende Haltung gegenüber diesem

Instrument vorherrscht, die unter anderem auf der Annahme basiert, eine Marktlösung wäre freizügiger oder für

Unternehmen grundsätzlich vorteilhafter. Auch wird mangelnde Zielerreichung in Bezug auf Reduktionen dem

genauen Zielerreichung ist darüber hinaus keinerlei staatliche Kenntnis der Grenzvermeidungskosten erforderlich. Auch struktureller Wandel, Ansiedlung von zusätzlichen Unternehmen oder Inflation können keine Auswirkungen auf die Zielerreichung entwickeln, sie spiegeln sich ausschließlich in Änderungen des Zertifikatspreisniveaus wider (Endres 2007: 146-147).

2.3 Politische Umsetzung des Emissionshandels

Nachdem im vorangegangenen Abschnitt auf die theoretischen Grundlagen eingegangen wurde, die auf konstruierten ökonomischen Modellen basieren, soll im Folgenden die Modellwelt verlassen und auf die konkrete politische Umsetzung in der Realität eingegangen werden. Wurden im letzten Abschnitt zur Verdeutlichung noch Vergleiche zu anderen umweltpolitischen Instrumenten gezogen, so beschränkt sich die weitere Betrachtung ausschließlich auf den Emissionszertifikatehandel.

2.3.1 Ökonomische Theorie versus politische Realität

Bei der bisherigen Darstellung wurde häufig von staatlich vorgegebenen Emissionszielen bzw. -höchstgrenzen gesprochen, die für die ökonomischen Modelle als reine exogen gegebene Größe einbezogen wurden. Diese exogene Größe wird in der Realität in politischen Prozessen ausgehandelt und gebildet. Dabei hat die Politik nicht singulär das Ziel der Reduktion von Treibhausgasemissionen vor Augen, sondern muss sich einer multidimensionalen und teils Konflikt behafteten Zielmenge stellen. So sind nicht nur die Fragen des Klimaschutzes und der Emissionsminderungen relevant, sondern die betroffenen Bereiche, z.B. Wirtschaft und Arbeitnehmer stellen ebenfalls Ansprüche. Wirtschaftswachstum und Arbeitsplätze sollen erhalten bleiben, denn schließlich streben die meisten Politiker nach einer Wiederwahl. Das Klima wird bei einer Wahl keine Stimme abgeben, die zukünftig vielleicht arbeitslosen Bürger sehr wohl. Die Politik muss daher Kompromisse zwischen ökologischen Zielen und ökonomischen Belastungen eingehen. Dieser Prozess des Abwägens ist darüber hinaus nicht wissenschaftlich objektiv zu betreiben, sondern wird durch organisierte Interessengruppen, Medien und politische Schaukämpfe mit anderen Parteien und Politikern beeinflusst. 28

Instrument selbst angelastet. Tatsächlich sind es jedoch meist die politisch getroffenen Zielsetzungen, die (ggf.

zu niedrig angesetzt) zu schleppenden Reduzierungen führen.

²⁸ Diese sehr verkürzte und pointierte Darstellung politischer Anreizmechanismen, Beschränkungen und

Verhaltensweisen dient lediglich dazu, den Kontext rudimentär aufzubereiten, für umfassendere Darstellungen

sei auf die entsprechende Literatur verwiesen (Vgl. zu Grundlagen der politischen Ökonomie z.B. Downs

(1968), zur Anwendung auf Umweltschutzinstrumente z.B. Endres/Finus (1996), zur spezifischen Anwendung

auf den Emissionshandel z.B. Rudolph (2005) und Nutzinger/Rudolph (2007).

Die Theorie geht darüber hinaus von einem abgrenzbaren, isolierten Gebiet aus, in dem die Emittenten niedergelassen sind, auf welches die Emissionen einwirken und auf welches das Instrument Emissionshandel angewendet wird. Diese Annahmen sind für das Beispiel der Treibhausgase in der Realität nicht haltbar: Für die Atmosphäre und das Weltklima ist es vollkommen unerheblich, an welchem Ort der Erde Emissionen ausgestoßen werden, auch sind viele Unternehmen mittelfristig mobil und können Ihre Fertigungsstandorte über Grenzen hinweg verlagern. Dies birgt gleich mehrere Probleme in sich: Gibt es in einem Land oder Region ein Emissionshandelssystem, welches Emission zu einem Produktionsfaktor mit einem Preis macht und mindestens ein weiteres Land, in dem dies nicht der Fall ist, so führt das in der globalisierten Wirtschaft zu einer deutlichen Wettbewerbsverzerrung. Durch die unterschiedliche Kostenbelastung können die Unternehmen die zusätzlichen Kosten des Emissionshandels nicht über die Preise ihrer Produkte weitergeben. Dadurch könnten Unternehmen ihre Wettbewerbsfähigkeit gefährdet sehen. Dies würde Anreize schaffen, den Standort in ein Land ohne Emissionshandel zu verlagern, um damit die Kosten für Zertifikate zu vermeiden. Die Kosten wären so vermieden, die Emissionen allerdings nicht. Da es jedoch wie erwähnt unerheblich ist, an welchem Ort Emissionen entstehen, wäre dem Ziel der Emissionsreduzierung damit nicht genüge getan, jedoch wäre die Wirtschaft des einen Landes geschrumpft und Arbeitsplätze wären verloren gegangen. Dieser Fall wird in der Literatur als Carbon Leakage bezeichnet, d.h. eine Leckage, bei dem die Emissionen einfach nur aus Land A in Land B verschoben werden, der Ermittlung der neuen Gesamtemissionsmenge nach fiktiv jedoch in Land A eingespart wurden (Roßnagel et al. 2008: 100-101).

Dies bedeutet, dass neben dem geschilderten Sachverhalt auch die internationale Politik und Diplomatie Einfluss auf die politischen Entscheidungen nehmen. Darüber hinaus sinkt die Akzeptanz jeglicher klimapolitischer Maßnahmen bei den Wählern, wenn Leakage-Prozesse offensichtlich werden. Die Situation ähnelt einem klassischen Gefangenen-Dilemma, da die Bevölkerung den Eindruck erhalten könnte, sie hätte die Kosten für die Emissionsreduzierungen über höhere Güterpreise und geringere Gewinnmargen der Unternehmen zu tragen, den Nutzen aber hätten auch diejenigen Länder, die sich nicht um Einsparungen bemühen. Zusätzlich würden diese auch noch mit Ansiedlung ehemals im eigenen Land ansässiger Industrieunternehmen belohnt, die die Emissionskosten zu vermeiden suchen (Endres 2007: 236-240).

Insgesamt führen diese Umstände dazu, dass eine Ausgestaltung des Emissionshandels in der Praxis wesentlich komplexer und umfassender ausfällt, als in der ökonomischen Theorie. In den folgenden Abschnitten wird auf ausgewählte Ausgestaltungsmerkmale von realen

Emissionshandelssystemen eingegangen. Dabei wird auf Merkmale mit Relevanz für die empirischen Beispiele des nächsten Kapitels fokussiert eingegangen.

2.3.2 Aufbau und Charakteristika realer Emissionshandelssysteme

2.3.2.1 Rahmenbedingungen, Abdeckung von Gasen und Sektoren

Bei der Neueinrichtung eines Emissionshandelssystems sind zunächst einmal verschiedene strukturelle Entscheidungen zu treffen. Zum einen muss festgelegt werden, auf welche Treibhausgase sich das Programm beziehen soll. Unter dem Kyoto-Protokoll sind sechs klimarelevante Gase genannt ²⁹ . Das bekannteste und zumeist erstgenannte Gas ist Kohlendioxid, ebenfalls vielfach einbezogen wird Methan. Die Hauptquellen der genannten Gase im Land sind zu berücksichtigen, je nach Gas-Portfolio sind unterschiedlichste Industrien und landwirtschaftliche Bereiche davon betroffen. Werden neben CO 2 weitere Gase definiert, müssen Äquivalenzziffern definiert werden, meist geschieht dies über Umrechnung in CO 2 Äquivalente anhand der vom IPCC vorgeschlagenen Äquivalenzziffern. Die nominale Einheit eines Zertifikats ist zu bestimmen, meist wird hier eine metrische Tonne CO 2 bzw. CO 2 e (CO 2 -Äquivalent) pro Zertifikat herangezogen, denkbar sind jedoch auch andere Denominationen (Sterk et al. 2006: 14, 17).

Gleichbedeutend muss auch entschieden werden, welche Wirtschaftssektoren und Anlagen reguliert werden sollen, diese müssen wiederum reziprok bei der Festlegung der Gase berücksichtigt werden (Sterk et al. 2006: 14-15). Bei der Entscheidung über die Sektoren spielen auch die im letzten Abschnitt genannten Überlegungen eine Rolle: Einige Industrien könnten große Wettbewerbsnachteile im internationalen Umfeld erleiden, dies ist zu berücksichtigen. Auch ist die Mobilität der Unternehmen des Sektors zu berücksichtigen. Ist damit zu rechnen, dass viele dieser Unternehmen abwandern? In bestimmten Bereichen ist das nicht zu befürchten, diese eignen sich daher besonders, um die zuvor genannten Probleme zu umgehen. Dies trifft beispielsweise auf die Energieversorgungsbranche zu. Zwar ist es theoretisch möglich, beispielsweise Kohlekraftwerke ins Ausland zu verlagern, die Struktur dieser Branche und der bereits installierte Kraftwerkspark sind jedoch hochgradig abhängig von der Netzinfrastruktur und auf landesspezifische Normen und Regularien hin ausgelegt. Langstreckentransport von Energie über Leitungen ist stark verlustbehaftet, eine solche Infrastruktur zu erstellen ist nicht kurzfristig möglich. Es ist daher zumindest mittelfristig nicht mit

²⁹ Treibhausgase nach Anlage A des Kyoto-Protokolls sind Kohlendioxid (CO 2 ), Methan (CH 4 ), Distickstoffoxid

(N 2 O), Teilhalogenierte Fluorkohlenwasserstoffe (H-FKW/HFC), Perfluorierte Kohlenwasserstoffe (FKW/PFC)

und Schwefelhexafluorid (SF 6 ) (UNFCCC 1997: Anlage A).

der Abwanderung von Unternehmen aus diesem Sektor zu rechnen. Gleichzeitig werden in diesem große Mengen an Treibhausgasen verursacht, weshalb sich der Energiesektor hervorragend für die Regulierung über Emissionshandelssysteme eignet.

Die Auswahl der Sektoren hängt entscheidend davon ab, ob ein sogenannter Upstream- oder ein Downstream-Ansatz zum Tragen kommen soll. In einem Upstream-System werden die Emissionen der fossilen Brennstoffe am Grenzübergangspunkt (point of entry) berechnet, d.h. beim Eingang der Energieträger ins Land. Die Importeure und Produzenten dieser Brennstoffe sind daher verantwortlich dafür, das Cap einzuhalten und müssen Zertifikate vorlegen. Sie müssen daher vorab für die Emissionen, die Ihre Produkte bei der Verwendung oder Verbrennung verursachen werden, aufkommen. Die Kosten hierfür schlagen sich auf die Preise der Produkte nieder, womit im Prinzip alle Konsumenten und Verwender dieser Produkte indirekt in den Emissionshandel (bzw. seine Kosten) einbezogen werden. Die direkt vom EHS betroffenen Sektoren wären jedoch nur wenige, vorrangig Produzenten und Importeure von fossilen Energieträgern wie z.B. Ölindustrie und Kohlebergbau. Bei einem Downstream-System werden hingegen die Verbraucher der Energieträger in den Fokus genommen und für die jeweiligen Emissionen durch Ihren Energieverbrauch verantwortlich gemacht. Dies kann verschiedene Sektoren der Wirtschaft betreffen, hauptsächlich jedoch industrielle Großverbraucher und die Energieversorger (Sterk et al. 2006: 15).

Um zu einem späteren Zeitpunkt Änderungen an den oben genannten Rahmenbedingungen zu ermöglichen, können bei der Schaffung eines EHS sogenannte Opt-In-Regelungen vorgesehen werden. Diese ermöglichen es unter bestimmten Voraussetzungen, später zusätzliche Gase, weitere Sektoren oder andere Typen von Anlagen mit in das System zu integrieren, ohne das es eines vollständigen neuen Gesetzgebungsverfahrens bedarf (Sterk et al. 2006: 17).

Die Art der Zielsetzung kann nach zwei grundsätzlich verschiedenen Prinzipien erfolgen: Entweder über die Festlegung eines absoluten Emissionshöchstwertes, wie zuvor in der Theorie geschildert, oder aber über die Definition von relativen Grenzwerten, z.B. als Einheiten Emissionen pro Einheit BIP. Diese relative Zielsetzung wird in der Praxis durchaus ebenfalls im Rahmen des Emissionshandels verwendet, hat jedoch mit dem Cap-and-Trade-Ansatz im eigentlichen Sinne nicht viel gemeinsam, da es eben kein fixes, sondern nur ein relatives Cap gibt. Dabei wird auf steigende Emissionseffizienz, dagegen nicht auf absolute Begrenzung abgestellt. Dies bedeutet, dass es trotz Einhaltung des relativen Ziels absolut zu steigenden Emissionen kommen könnte, für den Fall das die Effizienzsteigerung durch Wirtschaftswachstum überkompensiert wird (Sterk et al. 2006: 18).

2.3.2.2 Festlegung und Höhe des Cap

Die Höhe der angestrebten Gesamtemissionsmenge bzw. Emissionsobergrenze - die Höhe des Cap - und der Verlauf der Absenkung dieses Cap über die Zeit stellen die zentralen Größen dar, die herausragenden Einfluss auf das System nehmen und dessen Auswirkungen maßgeblich bestimmen. Die Festlegung des Cap ist daher ein schwieriger Prozess, bei dem verschiedene Interessengruppen versuchen, massiv Einfluss auszuüben. Aus klimapolitischer Sicht ist es entscheidend, dass hier ambitionierte Ziele gesetzt werden, die tatsächlich eine signifikante Reduzierung der Emissionen bewirken und eine ausreichende Knappheit der Zertifikate erzeugen. Nur durch diese können die gewünschten Wirkungen über Preissignale des Markts erreicht werden. Bei der Festlegung gibt es mehrere Orientierungsgrößen: Zum einen müssen ggf. Zusagen über Reduzierungen im Rahmen von völkerrechtlichen Verträgen wie dem Kyoto-Protokoll eingehalten werden. Berücksichtigt und beabsichtigt wird teils ebenso die politische Signalwirkung für andere Länder durch die Höhe der angestrebten Reduzierungen. Zum anderen sind die Auswirkungen in Form von Kosten für die Betroffenen abzuschätzen und zu berücksichtigen, im Sinne der zuvor genannten Abwägung. Je anspruchsvoller das Ziel, desto höher diese Belastungen. Hierbei ist entscheidend, ob die gesamten Emissions relevanten Aktivitäten innerhalb des Landes in den Emissionshandel einbezogen werden oder nur einzelne Sektoren. In letzterem Fall muss die Zielerreichung in Kombination mit weiteren umweltpolitischen Instrumenten für die nicht vom Emissionshandel erfassten Bereiche sichergestellt und die Maßnahmen koordiniert werden (Sterk et al. 2006: 19-20).

2.3.2.3 Methode der Allokation

Wurde ein Ziel festgelegt, muss schließlich entschieden werden, welche Methode der Allokation zur Anwendung kommen soll. Wie in der Theorie vorgesehen, können die Zertifikate entweder versteigert oder kostenlos zugeteilt werden, wobei letzteres entweder nach der Benchmarking- oder der Grandfathering-Methode erfolgt (siehe auch 2.2.1). Um eine bessere Akzeptanz in der Wirtschaft zu erreichen, wird hier vielfach zugunsten einer kostenlosen Zuteilung entschieden. Dieses deckt sich auch mit einem Rechtsverständnis, welches auf Bestandsschutz und Rechtssicherheit für die Unternehmen aufbaut. D.h. Unternehmen, die Genehmigungen für Ihre Anlagen nach bisherigem Recht halten, können weiterhin mit der Zuteilung solcher Genehmigungen rechnen (Sterk et al. 2006: 20-21).

Bei der Zuteilung kann darüber hinaus unterschiedlich vorgegangen werden. In einem einstufigen Allokationsprozess werden die Zertifikate direkt den betroffenen Anlagen zugeteilt. In einem zweistufigen Prozess hingegen wird zunächst auf Basis der abgedeckten

Sektoren entschieden, wie viele Emissionen auf welchen Sektor entfallen und erst dann innerhalb der Sektoren eine Allokation auf Anlagenebene durchgeführt. Auf diese Weise werden die politischen Konflikte auf Basis der betroffenen Sektoren stärker hervorgehoben und abgehandelt (Ellerman et al. 2007b: 7-9).

2.3.2.4 Umgang mit Stilllegung und neuen Marktteilnehmern

Eine allokationstechnische Herausforderung stellen Stilllegungen von Anlagen und der Eintritt neuer Teilnehmer in den Markt dar. Hier gibt es verschiedene mögliche Vorgehensweisen (Sterk et al. 2006: 21).

Bei der Stilllegung einer Anlage ist es einerseits denkbar, dem Unternehmen in der nächsten Periode weiterhin die gleiche Anzahl Zertifikate zur Verfügung zu stellen. Dies würde Anreize schaffen, besonders alte und hoch-emittierende Anlagen schnellstmöglich zu schließen und durch moderne, sauberere Anlagen oder alternative Technologien zu ersetzen, da die frei werdenden Zertifikate am Markt verkauft werden könnten. Nutzt man jedoch eine Methodik rollierender Basisjahre, könnte dem Unternehmen ab der nächsten Phase eine um die Emissionen der stillgelegten Anlage reduzierte Anzahl Zertifikate zugeteilt werden. Dies würde Anreize schaffen, alte Anlagen eben gerade nicht stillzulegen um diese „Enteignung“ zu verhindern. Zielt man also auf möglichst hohe dynamische Innovationsanreize ab, müsste eine zukünftige Zuteilung auch bei Anlagenschließung garantiert werden, auch wenn dies in der Öffentlichkeit fälschlicherweise als „Stilllegungsprämie“ angesehen wird (Graichen/ Requate 2008: 19-20).

Im Fall des Markteintritts neuer Unternehmen wird teilweise argumentiert, dass es zu Wettbewerbsverzerrung führen würde, wenn neue Markteilnehmer alle Zertifikate am Markt kaufen müssten, während bestehende Unternehmen diese (ggf. zumindest teilweise kostenlos) zugeteilt bekommen. Aus ökonomischer Sicht ist dies jedoch nicht korrekt: Zwar mag man dies als ungerecht empfinden ³⁰ , unter Anreizgesichtspunkten ist es jedoch sinnvoll, bei Markteintritt alle Zertifikate aus dem Markt kaufen zu lassen. Denn es ist prinzipiell die gleiche Anreizlogik gegeben, wie bei der Anlagenstilllegung: Werden bei Markteintritt kostenlos Zertifikate zugeteilt, schafft dies Anreize mehr Anlagen als nötig aufzubauen, es entstehen Fehlanreize zu übermäßigem Marktzutritt (Graichen/Requate 2008: 20-21).

³⁰ Graichen und Requate halten auch das Gerechtigkeitsargument nicht für stichhaltig: Man würde auch nicht auf

die Idee kommen, Unternehmen bei freiwilligem Marktaustritt ihrer Immobilien zu enteignen. Für Neulinge, die

in den Markt eintreten wollen, ist der Emissionspreis ein Faktor wie Grund und Boden, die zum Zwecke der

Produktion erworben werden müssen. Hier werden ebenso wenig neuen Unternehmen kostenlos Immobilien zur

Verfügung gestellt (Graichen/Requate 2008: 21).