Handel mit Zertifikaten als Instrument der Umweltpolitik

Der EU Emissionshandel - Ausweitung, Zuteilungsregeln und Wohlfahrtswirkungen, ökologische Wirksamkeit


Hausarbeit (Hauptseminar), 2009

30 Seiten, Note: 1,3


Leseprobe

Inhalt

1. Instrumente der Umweltpolitik

2. Funktionsweise des EU-Emissionshandelssystems

3. Bisherige Entwicklung des Handelssystems

4. Einbindung des Transportsektors in den Emissionshandel

5. Versteigerung oder kostenlose Zuteilung?
5.1 Nachteile einer Versteigerungslösung gegenüber einer kostenlosen Zuteilung
5.2 Vorteile einer Versteigerungslösung gegenüber einer kostenlosen Zuteilung
5.3 Wohlfahrtsanalyse von Versteigerungslösungen

6. Clean Development Mechanism (CDM)

7. Emissionshandel & Co
7.1 Kombination von Emissionshandel und Förderung regenerativer Energien
7.2 Emissionshandel und andere Instrumente der Umweltpolitik

8. Systematisches Versagen des Emissionshandels
8.1 Emissionsreduktion innerhalb der EU
8.2 Versagen des global lückenhaften Emissionshandels

9. Bewertung und Weiterentwicklung des Emissionshandels

10. Literaturverzeichnis

Abkürzungsverzeichnis

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

1. Instrumente der Umweltpolitik

Viele Wege zur Erreichung umweltpolitischer Ziele sind denkbar. Man unterscheidet hier grob nicht fiskalische Instrumente (z.B. Verbote), öffentliche Ausgaben (z.B. Finanzierungen), öffentliche Einnahmen (z.B. Steuern) und parastaatliche Instrumente (z.B. Freiwillige Maßnahmen) (vgl. HAAS, 2007, 29). Das Verlangsamen der globalen Erwärmung auf ein „vertretbares“ Maß von unter 2°C bis 2050 (vgl. SINN, 2009, 408) könnte auch durch andere Mittel als den Emissionshandel angegangen werden, doch steht dieser hier im Fokus.

Umweltpolitische Instrumente können aus verschiedenen Blickwinkeln bewertet werden. Sicherlich von besonderer Bedeutung sind ökologische Wirksamkeit und ökonomische Effizienz, weiterhin sind politische Durchsetzbarkeit, Informationsvoraussetzungen, Praktikabilität und Verwaltungsaufwand zu berücksichtigen (vgl. HAAS, 2007, 34). Ökologische Wirksamkeit meint, dass ein messbarer Effekt (bspw. Emissionsrückgang) bewirkt werden kann. Messungen von CO2 Emissionen sind zwar möglich und bspw. für Deutschland sind in den letzten Jahren Reduktionen zu beobachten (s. Fig 1). Diese sind allerdings nicht monokausal.

Figur 1: Entwicklung der CO2-Emissionen Deutschlands

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Quelle: KEMFERT, 2009, 170

Sich überlagernde Einflussfaktoren auf die Emissionen können u.a. die oft erwähnte deutsche Wiedervereinigung sein (Anlagenschließungen in den neuen Bundesländern), die recht junge Präsenz des Emissionshandels, sowie dessen Mängel, die sich in der ersten (Lern-) Phase (2005-2007) offenbart haben. Außerdem lassen sich Fortschritte beim Ausbau der Erneuerbaren Energien (EE) als auch der Einbruch der Welt­konjunktur (vgl. ABBOUD, 2009) und dessen Niederschlag in geringeren EU-Emissionen Anfang 2009 hinzuziehen. Reduktionserfolge, die speziell durch den Emissionshandel verursacht wurden, sind (noch) nicht festzustellen. Professor Sinn klärt auf, dass sich diese erst dann einstellen können, wenn aus den regionalen Handelssystem ein einziges globales System erwachsen ist (s. Punkt 8).

Um ökologische Ziele zu erreichen gelten z.B. Verbote, Verbrauchssteuern oder Subventionsabbau als sehr gut geeignet (vgl. Haas, 2007, 34f). Der Emissionshandel dagegen wird als ökonomisch sehr effizient erachtet, wenn auch nicht als der beste Weg zur Erreichung ökologischer Ziele. Jedoch muss hier in die Wechselwirkungen der globalisierten Wirtschaft mit dem globalen Problem der Treibhausgase eingegriffen werden. Bei der Größe dieser Aufgabe gewinnt wohl die ökonomische Effizienz sehr viel Gewicht neben der ökologischen Wirksamkeit.

Die EU-Kommission geht davon aus, dass durch den Emissionshandel jährliche Einsparungen von 3,9 bis 3,1 Mrd. € im Vergleich zu anderen Lösungen möglich sind (EU Kommission, 2005, 6). Ein Grund hierfür ist, dass es Emittenten frei steht, den kostengünstigsten Weg der Emissionsvermeidung selbst zu finden (vgl. KEMFERT, 2005, 1). Hierbei werden im optimalen Fall „Minderungsmaßnahmen in der Reihenfolge ihrer spezifischen CO2-Vermeidungskosten“ (MAIER, 2008, 57) durchgeführt, die günstigsten und wirksamsten Maßnahmen werden also zuerst umgesetzt. Steuern können diesen Prozess kaum induzieren, denn für nationalstaatliche Institutionen ist es beinahe unmöglich die korrekten Steuersätze zu antizipieren. Zu hohe Steuersätze können die Produktion bestimmter Güter unwirtschaftlich machen und zu geringe Steuersätze können ökologische Ziele wie eine Emissionsreduktion verfehlen (vgl. MAIER, 2008, 57).

Auch der Aspekt der politischen Durchsetzbarkeit darf nicht vernachlässigt werden, denn die Errichtung und die Weiterentwicklung des Emissionshandels spiegeln geradezu das aktuelle Spannungsfeld zwischen Ökonomie und Ökologie wieder, in dem dieser einer ernsten Bewährungsprobe unterliegt. Aktuelle Ereignisse finden sich als Belege hierfür:

- In Australien sollte ursprünglich 2009 ein Emissionshandel eingeführt werden. Die aktuelle Weltwirtschaftskrise war der Regierung jedoch Anlass, die Einführung auf voraussichtlich 2011 zu verschieben (vgl. GAMMELIN & WÄLTERLIN, 2009, 8).
- In Europa besteht Uneinigkeit über nationale Ausgaben für den Klimaschutz. Mit Blick auf die Klimakonferenz im Dezember 2009 (vgl. UN, 2009) blockiert derzeit v.a. Polen eine gemeinsame europäische Erklärung (vgl. BAUCHMÜLLER & GAMMELIN, 2009, 7).
- In den USA soll 2012 ein Emissionshandel eingeführt werden, allerdings bleibt eine endgültige politische Entscheidung im Dezember 2009 abzuwarten (vgl. KLÜVER, 2009, 7).

Mit dem Kriterium der Informationsvoraussetzungen ist gemeint, dass die Umweltrelevanz produktiven, mobilen und konsumtiven Handelns deutlich wird (vgl. HAAS, 2007, 35). Aktuell werden nicht alle CO2-Emittenten in den Emissionshandel einbezogen. Bisher nicht regulierte Sektoren (Verkehr, Haushalte) erscheinen noch zu heterogen und schwierig zu fassen, allerdings steht die teilweise Einbindung dieser Sektoren bevor (s. Punkt 4). Bisher werden für diese Sektoren andere umweltpolitische Instrumente eingesetzt, wie bspw. die Ökosteuer oder das Erneuerbare Energien Gesetz in Deutschland.

Praktikabilität und Verwaltungsaufwand sind Kriterien, die ähnlich der ökonomischen Effizienz auf die Kosten einer Umweltmaßnahme deuten. Verschlingt das Betreiben einer Maßnahme verhältnismäßig viele Finanzmittel aus Abgaben oder Steuern, werden damit gleichzeitig wichtige Anreize zu einer Produktions-/Verhaltensänderung sowie kompensatorische Aktivitäten verhindert, die ökologischen Ziele können dessen ungeachtet erreicht werden (vgl. HAAS, 2007, 35).

2. Funktionsweise des EU-Emissionshandelssystems

Die Europäische Kommission nennt sechs Grundprinzipien, auf denen der europäische Emissionshandel beruht:

- „Es handelt sich um ein „cap and trade“-System […].
- Der Schwerpunkt liegt zu Anfang auf großen industriellen CO2-Emittenten.
- Die Umsetzung findet in Phasen mit regelmäßigen Überprüfungen statt, und es bestehen Möglichkeiten der Erweiterung auf andere Gase und Sektoren.
- Zuteilungspläne für Emissionszertifikate werden phasenweise beschlossen.
- Das System enthält wirksame Bestimmungen, um die Einhaltung sicherzustellen.
- Der Markt ist EU-weit, nutzt jedoch über die Mechanismen CDM und JI Emissionsverringerungsmöglichkeiten in der übrigen Welt, und darüber hinaus besteht die Möglichkeit, das EHS mit kompatiblen Systemen in Drittländern zu verknüpfen.“ (EU Kommission, 2005, 6)

Mit „cap and trade“ ist gemeint, dass eine Gesamtmenge erlaubter Emissionen von der EU-Kommission für mehrjährige Perioden festgelegt wird und Abweichungen der tatsächlichen Emissionen von den Emissionsberechtigungen, die einzelnen Anlagen zugeteilt wurden, auf einem Markt gehandelt werden. Figur 2 zeigt eine Gegenüberstellung von Anlagen, deren tatsächliche Emissionen in 2008 von den zugeteilten Emissionsberechtigungen abwichen. Besteht ein Mangel an Zertifikaten (VET>ZM), können die einzelnen Unternehmen der Branchen als Käufer auf den Markt treten und umgekehrt. Einige Branchen sind hier zweifach aufgeführt, weil einzelne Anlagen unterschiedlich hohe Emissionen erzeugen.

Figur 2: Potentielles Angebot und potentielle Nachfrage nach Emissionszertifikaten in den Branchen in 2008.

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Quelle: DEHSt, 2009, 20. VET: Verified Emissions Table = verifizierte Emissionsmengen; ZM: Zuteilungsmengen

Da die erste Phase des Emissionshandels (2005-2007) eher als eine Art „Lernphase“ konzipiert war (vgl. KEMFERT, 2009, 172) beschränkte man sich auf relativ wenige Großanlagen. Auch aktuell besteht weiterhin diese Zweiteilung von reguliertem Sektor (Industrieanlagen) und nicht-reguliertem Sektor (Verkehr, Haushalte). Allerdings wurden in der ersten Phase EU-weit bereits 11500 Anlagen erfasst, die „45% der CO2-Emissionen bzw. 30% der Treibhausgase in der EU“ (EU Kommission, 2005, 7) verursachten. Vorwiegend werden Anlagen der „Strom- und Wärmeerzeugung […], Verbrennungsanlagen, Erdölraffinerien, Koksöfen, Eisen- und Stahlwerke sowie Anlagen der Zement-, Glas-, Kalk-, Ziegel-, Keramik-, Zellstoff- und Papierindustrie“ (EU-Kommission, 2005, 7) reguliert.

Nicht alle Treibhausgase wurden zu Beginn aufgenommen, lediglich das relativ leicht messbare CO2, da es aus der Verbrennung fossiler Brennstoffe resultiert und diese vielerorts bereits steuerlich erfasst werden (vgl. KEMFERT, 2005, 4). Mit der Recheneinheit CO2-Äquivalente können später andere Treibhausgase in das Handelssystem integriert werden. Eine Tonne Methan bspw. kommt einem Ausstoß von 23 Tonnen CO2 gleich (HAAS, 2007, 64) und würde den Besitz von 23 statt nur einem Emissionszertifikat voraussetzen.

Die Sanktionsmechanismen des Handelssystems scheinen relativ streng ausgelegt zu sein. Liegen gegen Ende einer Handelsperiode nicht alle benötigten Zertifikate vor, so muss zum einen für jedes fehlende eine Strafzahlung von 100 Euro erfolgen und zudem die Vorlage der fehlenden Zertifikate im nächsten Jahr nachgeholt werden, zum anderen werden die sanktionierten Unternehmen öffentlich bekanntgegeben (vgl. EU Kommission, 2005, 12). Bisher kam es allerdings noch nicht zu einem Sanktionsfall (vgl. SINN, 2009, 86). Ursachen hierfür sind jedoch eher in den Anfangsproblemen der ersten Phase zu finden, als in der abschreckenden Wirkung der Sanktionen.

Clean Development Mechanism (CDM) und Joint Implementation (JI) sind Regelungen des Kyoto-Protokolls, die letztlich eine weltweite Diffusion von „grünen“ Technologien bewirken sollen. Sie werden separat unter Punkt 6 behandelt.

Die Zuteilung der Zertifikate erfolgt derzeit größtenteils kostenlos (95% gratis in 2005-2007, 90% gratis in 2008-2012) (vgl. KEMFERT, 2005, 5). Künftig werden jedoch verstärkt Auktionen stattfinden – eine genauere Betrachtung der Zuteilungsverfahren erfolgt unter Punkt 5.

Zertifikate können auch mit Währungen verglichen werden, denn jedem Zertifikat steht der Wert einer Tonne CO2 pro Handelsperiode gegenüber. Es gibt verschiedene Zertifikatwährungen, die zumindest im EU Emissionshandel alle im Verhältnis 1:1 getauscht werden können, jedoch aus verschiedenen Quellen stammen und bestimmten Regelungen unterliegen. Im europäischen Emissionshandel sind die Zertifikate EUA, CER und ERU im Umlauf (s. Fig.3). EUAs sind die Standardzertifikate, die Unternehmen erhalten/ersteigern und untereinander handeln können. CERs stammen aus außereuropäischen Klimaprojekten, die unter den Clean Development Mechanism (CDM) fallen und ERUs stammen aus Joint Implemantation (JI) Projekten (EU Kommission, 2005, 17).

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Quelle: Eigene Zusammenstellung

3. Bisherige Entwicklung des Handelssystems

Die größte Schwierigkeit des Handelssystems ist eine angemessene Abschätzung der Emissionsobergrenze („cap“). Dies zeigte sich deutlich gegen Ende der ersten Phase (2005-2007), als die Zertifikatpreise verfielen und zahlreiche Emissionszertifikate ungenutzt übrig blieben (s. Figur 4). Neben einer Überausstattung kann allerdings auch eine übereifrige Modernisierung erfasster Anlagen (starker Nachfragerückgang) zu Beginn der ersten Periode diesen Preisverfall bewirkt haben, denn die Auswirkungen von Vermeidungstechnologien sind träge und spiegeln sich nicht sofort im Preis wieder (vgl. SINN, 2009, 97).

Figur 4: Preisentwicklung bei der European Union Allowance (EUA)

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Quelle: Eigene Darstellung, Datenquelle: www.eex.com

Auch Sonderregelungen einiger EU-Staaten zur kostenlosen Verteilung von Zertifikaten führten wohl zu „unbeabsichtigten Verzerrungen“ (KEMFERT, 2009, 172). Der Sprung in Figur 4 (2007-2008) kam dadurch zustande, dass Zertifikate aus der ersten Periode nicht in die zweite übertragbar waren, was jedoch in der nächsten Phase (2013-2020) möglich sein soll.

Die Bedeutung der künftigen Entwicklung der EE wurde weder in der ersten, noch in der zweiten Periode für die Berechnung des caps angemessen berücksichtigt. Dieser Effekt führt ebenfalls zu einer tendenziell zu hohen Obergrenze - oder anders ausgedrückt zu einem unterschätzten Nachfragerückgang innerhalb der Handelsperiode. Geringere Zertifikatpreise können hierfür auch ein Beleg sein. So führte der Nachfragerückgang nach Zertifikaten durch Ausbau der EE im Jahr 2005 zu einer Vergünstigung von etwa 1€ pro Zertifikat – ohne die EE wäre der Preis also ca. 1€ höher gewesen (vgl. KEMFERT, 2009, 172).

In der zweiten Phase (2008-2012) wurde die Emissionsobergrenze soweit herabgesenkt, dass manche Wissenschaftler die Zertifikat-Inflation der ersten Phase nicht wieder erwarten (vgl. KEMFERT, 2009, 172). In der ersten Periode wurde für die deutschen emissionspflichtigen Anlagen eine Gesamtmenge von jährlich ca. 495 Mio.tCO2 (vgl. DEHSt, 2004, 4) festgelegt, wohingegen in der zweiten Phase nur noch 451,86 Mio.tCO2 (vgl. DEHSt, 2008b, 4) emittiert werden dürfen. Diese Kürzung trifft jedoch nicht alle Unternehmen gleichmäßig – Stromproduzenten unterliegen bspw. überdurchschnittlichen Kürzungsvorgaben (vgl. DEHSt, 2008b, 17).

4. Einbindung des Transportsektors in den Emissionshandel

Die Treibhausgasemissionen des Transportsektors in der EU27 sind seit einigen Jahren gleichauf mit denen der Energiebranche und der sonstigen Industrie, nämlich jährlich über 1Mrd.tCO2-Äquivalente (s. Figur 5). Allerdings weist die Industrie seit 1990 zumindest einen geringen Rückgang auf, während Emissionen durch den Transportsektor stetig anstiegen und 2005 ca. 32% höher lagen als noch 1990 und in 2005 ca. 23,4% der gesamten Treibhausgasemissionen ausmachten. Weitere Daten in Figur 6 verdeutlichen die Hauptemittenten auf den Verkehrsträgern (Straße, Luft, Wasser) und zeigen auch, dass der Schienenverkehr sowohl in EU27 als auch in Deutschland nur einen verschwindend kleinen Anteil zu den Emissionen beiträgt.

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthaltenAbbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Quelle: EU Kommission, 2008, 186

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Figur 6: Hauptemittenten im Verkehr

Quelle: Eigene Berechnung nach EU Kommission, 2008, 186&188

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

In keinem Mitgliedsland der EU27 trägt der Anteil des Schienenverkehrs zu mehr als 5% der Emissionen bei (vgl. EU Kommission, 2008, 188) und außerdem wurden seit 1990 auf der Schiene die Emissionen bereits fast halbiert (s. Figur 6), dennoch wird vorwiegend der Schienenverkehr ab der dritten Handels-periode (2013-2020) stärker in den Emissionshandel eingebunden werden als die anderen Verkehrsträger. Die aktuelle Ausgestaltung der Integration des Verkehrssektors in den Emissionshandel kann sogar zu einer Emissionszunahme führen (vgl. BÜHLER et al., 2009, Vorwort X). Grund hierfür ist die ungleiche Behandlung der verschiedenen Verkehrsträger bei den Zuteilungsregeln der Zertifikate, wobei lediglich Eisenbahnunternehmen ab 2013 Zertifikate im vollen Umfang ersteigern müssen und alle anderen Verkehrsträger größtenteils kostenlose Zuteilungen erhalten (Flugverkehr 85%) oder vorerst nicht im Emissionshandel erfasst (Pkw, Lkw, Schiffverkehr) werden (vgl. BÜHLER, 2009, 95). Der Schienenverkehr ist bereits durch Kostenweitergabe beim Strom durch Energieunternehmen (seit 2005 emissions­handelspflichtig) betroffen. Konkret wurden als Auswirkungen der aktuellen Vorhaben für Eisenbahnunternehmen eine Kostensteigerung von 1% bzw. 1,3% (Personen- bzw. Güterverkehr) errechnet (vgl. BÜHLER et al., 2009, Vorwort IX), welche einen modal shift hin zum motorisierten Individualverkehr auslösen und eine Steigerung der Emissionen im Verkehrssektor um 0,39% im Vergleich zur Situation ohne Emissionshandel bewirken könnte (vgl. BÜHLER, 2009, 75). Dies entspräche einer Menge von ca. 760000 tCO2-Äquivalente in Deutschland oder für die EU27 immerhin 4,9Mio.tCO2-Äquivalente (vgl. EU Kommission, 2008, 188).

[...]

Ende der Leseprobe aus 30 Seiten

Details

Titel
Handel mit Zertifikaten als Instrument der Umweltpolitik
Untertitel
Der EU Emissionshandel - Ausweitung, Zuteilungsregeln und Wohlfahrtswirkungen, ökologische Wirksamkeit
Hochschule
Bayerische Julius-Maximilians-Universität Würzburg  (Institut für Geographie)
Veranstaltung
Ökologische Wirtschaftsgeographie
Note
1,3
Autor
Jahr
2009
Seiten
30
Katalognummer
V166981
ISBN (eBook)
9783640831869
ISBN (Buch)
9783640831937
Dateigröße
1790 KB
Sprache
Deutsch
Schlagworte
cap and trade, clean development mechanism, joint implementation, modal shift, Auktionsregeln, grandfathering, Versteigerung, Emissionsvermeidungskosten, Erneuerbare Energien, Trittbrettverhalten, grünes Paradoxon, Kohlendioxid-Intensität, Emissionshandel, Umweltpolitik
Arbeit zitieren
Florian Stein (Autor:in), 2009, Handel mit Zertifikaten als Instrument der Umweltpolitik, München, GRIN Verlag, https://www.grin.com/document/166981

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