Das Europäische Emissionshandelssystem – Ein geeignetes Instrument zur Innovationsförderung und Wettbewerbsfähigkeit?

Inhaltsverzeichnis

Abbildungsverzeichnis

Tabellenverzeichnis

Abkürzungsverzeichnis

1 Einleitung

2 Umweltpolitische Instrumente und ihre Bewertung
2.1 Umweltschutz und Ökonomik
2.2 Beurteilung der Instrumente
2.2.1 Ökologische Effektivität
2.2.2 Ökonomische Effizienz
2.2.2.1 Statische Analyse
2.2.2.1.1 Effiziente Allokation
2.2.2.1.2 Transaktionskosten
2.2.2.2 Dynamische Analyse
2.2.2.2.1 Innovationen
2.2.2.2.2 Struktur- und wettbewerbspolitische Wirkungen
2.2.3 Zwischenfazit

3 Ausgestaltung eines Emissionshandelssystems und die Umsetzung in der EU
3.1 Ausgestaltung eines Emissionshandelssystems
3.1.1 Allokationsverfahren
3.1.2 Upstream und Downstream
3.1.3 Banking und Borrowing
3.2 Das Europäische Emissionshandelssystem
3.3 Vergleich der NAPs

4 Kritische Analyse der Ausgestaltungsmerkmale der NAPs
4.1 Allokationsverfahren
4.1.1 Behandlung von etablierte Unternehmen
4.1.2 Behandlung von Newcomern
4.2 Schließung von Anlagen
4.3 Zeitliche Flexibilität

5 Zusammenfassung und Ausblick

Literaturverzeichnis

Anhang

Abbildungsverzeichnis

Abbildung 1: Aggregierte Grenzvermeidungskostenkurve bei Veränderung der Gesamtemission

Abbildung 2: Allokative Effizienz von Auflagen, Abgaben und Handel mit Emissionsrechten

Abbildung 3: Reduktionsziele nach dem Burden-Sharing-Agreement

Tabellenverzeichnis

Tabelle 1: Global Warming Potential der wichtigsten Treibhausgase

Tabelle 2: Vergleich der Instrumente im Gesamtüberblick

Tabelle 3: Unterschiedliche Ausgestaltung der NAPs

Abkürzungsverzeichnis

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

1 Einleitung

Das Kyoto-Protokoll beinhaltet, dass die industrialisierten Länder und Schwellenländer ihre gemeinsamen Treibhausgasemissionen innerhalb des Zeitraumes 2008 bis 2012 um mindestens 5 Prozent gegenüber dem so genannten Basisjahr 1990 reduzieren sollen^[1]. Die Anlage B des Protokolls stellt die Vertragsparteien und ihre quantifizierte Emissionsbegrenzungs-, bzw. -reduktionsverpflichtung dar, siehe Anhang 1. So sollen zum Beispiel die Länder Deutschland, Belgien und Frankreich ihre Emissionen um acht Prozent im Gegensatz zu 1990 verringern, Neuseeland, Russland und die Ukraine ihre Emissionen auf dem Stand von 1990 halten und Norwegen, Australien und Island dürfen sogar ihre Emissionen erhöhen.^[2]

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Die sechs relevanten Treibhausgase, auch „Kyoto-Gase“ genannt, sind Kohlendioxid, Methan, Distickstoffoxid, teilhalogenierte Fluorkohlenwasserstoffe, perflourierte Kohlenwasserstoffe und Schwefelhexafluorid.^[3]

Tabelle 1: Global Warming Potential der wichtigsten Treibhausgase^[4]

Als Maß wird die CO2-Minderung herangezogen. Die übrigen fünf Gase werden mit Hilfe des Global Warming Potential (GWP) in CO2-Äquivalente umgerechnet, siehe Tabelle 1, da die Auswirkungen der Treibhausgase untereinander unterschiedlich sind. Das GWP beschreibt über einen Zeitraum von hundert Jahren, um wie viel höher die Auswirkungen der Emission eines bestimmten Treibhausgases auf die Erderwärmung im Vergleich zu der gleichen Menge an CO2 sind.^[5] Durch die Nutzung des GWP ist es nicht notwendig für jedes einzelne Treibhausgas ein Minderungsziel festzulegen. Die Minderungsziele können somit kostengünstig und flexibel erreicht werden.^[6] Flexibilität ist ein Kerngedanke des Kyoto-Protokolls. Um die Minderungsverpflichtungen zu erfüllen, können nach dem Protokoll „ flexible Mechanismen “ zur Unterstützung eingesetzt werden. Detaillierter handelt es sich dabei um Joint Implementation (JI)^[7], Clean Development Mechanism (CDM)^[8] und den Handel mit Emissionen (Emissions Trading).^[9] Nach dem ersten Mechanismus, Joint Implementation, kann jeder in Anlage I aufgeführte Staat Emissionsreduktionseinheiten (Emission Reduction Units – ERUs) aus Projekten zur Emissionsreduktion in einem anderen, im Anhang I aufgelisteten Land erwerben. Diese können auf die Reduktionsverpflichtungen angerechnet werden. Der Clean Development Mechanism betrifft Projekte, die ein in Anhang I aufgeführtes Land in einem Land, das nicht dem Anhang I angehört (Entwicklungsländer), durchführt. Die erzielten Emissionsminderungen werden als zertifizierte Reduktionseinheiten (Certified Emission Reductions – CER) berücksichtigt.^[10] Somit wird einem Entwicklungsland die Möglichkeit geboten, einen Beitrag zum Reduktionsziel zu leisten.^[11] Mit dem Emissionshandel wird zum ersten Mal die Idee der Emissionsrechte auf internationaler Ebene verwirklicht. Die in Anlage I aufgeführten Vertragsparteien, die zudem das Protokoll ratifiziert haben, können zum Erreichen ihrer Reduktionsverpflichtungen einen Handel mit Emissionsrechten einführen. Ein Unternehmen in einem bestimmten Land, das weniger Emissionen ausstößt als zuerst vermutet, kann seine überschüssigen Emissionszertifikate einem anderen, in diesem Land ansässigen Unternehmen, verkaufen. Der Emissionshandel soll ergänzend zu den, in den jeweiligen Ländern verwendeten Reduktionsinstrumenten, wie z.B. eine Ökosteuer eingesetzt werden.^[12] Der Artikel 4 des Protokolls von Kyoto genehmigt es, dass die Vertragsparteien in Anlage I ihre Reduktionsverpflichtungen auch gemeinsam erfüllen können. Die Parteien, die einem solchen Zusammenschluss angehören treffen untereinander eine Vereinbarung, in der das jeweilige Emissionsniveau jedes Landes festgelegt wird. Diese Vorgehensweise wird als Bubble-Konzept bezeichnet.^[13]

Bezüglich der drei vorgestellten flexiblen Mechanismen werden im Kyoto-Protokoll von 1997 keine detaillierten Vorgehensweisen und Regeln formuliert. „ The Conference of the Parties shall define the relevant principles, modalities, rules and guidelines, in particular for verification, reporting and accountability for emissions trading “.^[14] Um einen einheitlichen Konsens bezüglich des Emissionshandels zu treffen, benötigte es also noch einige Sitzungen der Konferenz der Vertragsparteien.

Das Kyoto-Protokoll schreibt weiter vor, dass ein Inkrafttreten erst nach einer Ratifikation von mindestens 55 Prozent der Vertragsparteien erfolgt, wobei die ratifizierten Parteien mindestens 55 Prozent der gesamten Emissionen weltweit, bezogen auf das Basisjahr 1990 erfüllen müssen.^[15]

Die Betrachtungsweisen einiger Vertragsparteien waren unterschiedlich und änderten sich im fortschreitenden Verlauf der Sitzungen der Konferenz der Vertragsparteien teilweise erheblich. So stand die EU dem Protokoll erst mit großer Skepsis gegenüber. Die USA waren ein Hauptverfechter von diesem, wobei gerade die flexiblen Mechanismen in Vordergrund der Betrachtungen standen. Die USA standen ihnen offener gegenüber, da die Mechanismen in den USA schon zur Reduktion der SO2-Emissionen angewendet werden. Jedoch wiesen sie im März 2001 die Ratifikation des Kyoto-Protokolls endgültig zurück. Die EU ratifizierte es im Mai 2002, nachdem einige, für sie wichtige Fragen bezüglich der flexiblen Mechanismen geklärt wurden. Die Mitgliedsstaaten der EU ratifizierten das Kyoto-Protokoll als Gemeinschaft nach dem Bubble-Konzept.^[16] Ohne die USA, als größten CO2-Emittent mit einem Anteil von 36,1 Prozent der weltweiten CO2-Emissionen, schien das Inkrafttreten des Protokolls erst zu scheitern. Ende 2004 entschloss sich Russland das Kyoto-Protokoll zu ratifizieren und es trat nach gut sieben-jährigen Verhandlungen im Februar 2005 in Kraft.^[17]

Diese Arbeit beschäftigt sich vorwiegend mit dem Handel von Emissionsrechten. Dabei soll in Kapitel 2 als erstes auf Punkte wie ökonomische Effizienz und ökologische Effektivität eines solchen Systems eingegangen werden und ein Vergleich mit konkurrierenden Instrumenten, wie Emissionssteuern und Auflagen vollzogen werden. Von besonderer Bedeutung ist dabei die dynamische Analyse, wobei hier die Fragen bezüglich der Innovationswirkungen der einzelnen Instrumente und eventuelle Wettbewerbsverzerrungen im Vordergrund stehen. Zum Abschluss dieses Kapitels wird eine allgemeine Bewertung der Instrumente vorgenommen.

In Kapitel 3 werden verschiedene Ausgestaltungsmöglichkeiten für einen Handel mit Emissionsrechten dargestellt und beschrieben, welche Ausgestaltung die Europäische Union für ihr System vorsieht. Hierbei wird ersichtlich, dass einige Entscheidungen zur Angelegenheit der einzelnen Länder werden. Diese Entscheidungen werden in der Formulierung der Nationalen Allokationspläne (National Allocation Plan – NAP) festgelegt. Anhand einiger wichtiger Merkmale werden anschließend die einzelnen Allokationspläne aufgelistet und miteinander verglichen.

Auf dieser Grundlage werden in Kapitel 4 einige Analysen bezüglich der dynamischen Auswirkungen dieser einzelnen Entscheidungen durchgeführt. Eine Bewertung dieser Entscheidungen ist dabei das Ziel dieses Kapitels.

In Kapitel 5 werden anschließend die wichtigsten Punkte dieser Arbeit zusammengefasst und es werden einige Handlungsempfehlungen für das Europäische Emissionshandelssystem gegeben, mit denen zukünftig der Ansporn zu Innovationen gesteigert und mögliche Wettbewerbsverzerrungen beseitigt werden.

2 Umweltpolitische Instrumente und ihre Bewertung

Nachdem einige Grundlagen bezüglich des Kyoto-Protokolls dargelegt wurden, soll in diesem Kapitel der Handel mit Emissionsrechten, welcher einer der flexiblen Mechanismen des Kyoto-Protokolls ist und seit Anfang 2005 zum ersten Mal auf internationaler Ebene in der EU in die Praxis umgesetzt wird, detailliert analysiert werden. Der Handel mit Emissionsrechten ist ein Themengebiet der Umweltökonomik. Die zentralen Kernelemente der Umweltökonomik und die Entstehung des Umweltbewusstseins in der Ökonomik sollen nun als erstes kurz aufgezeigt werden. Anschließend werden die wichtigsten, die so genannten standardorientierten Instrumente der Umweltpolitik vorgestellt. Anschließend folgt eine Diskussion der ökonomische Effizienz und ökologischen Effektivität dieser Instrumente.

2.1 Umweltschutz und Ökonomik

Im Zentrum der Umweltökonomik stehen die Konzepte der „ externen Effekte “ und des „ öffentlichen Gutes “.^[18] Bereits Pigou setzt sich in seinem Werk „ The Economics of Welfare “ mit den externen Effekten auseinander, die er als Abweichungen zwischen den sozialen und privaten Kosten beschreibt.^[19] Werden Umweltverschmutzungen im Sinne von Lärm, Luft-, und Wasserverschmutzung usw. betrachtet, so wird von negativen externen Effekten gesprochen.^[20] Es herrscht bei Aktivitäten mit negativen externen Effekten keine Pareto-effiziente^[21] Lösung, wenn diese Effekte nicht beachtet werden. Dies führt zu einer Fehlallokation.^[22]

Die Umwelt (wie Luft, Wasser und Boden) ist ein öffentliches Gut, wobei öffentliches Gut folgendermaßen definiert ist: Der Anbieter eines öffentlichen Gutes kann niemanden vom dessen Konsum ausschließen.^[23] Die Umwelt ist durch die wachsende Bevölkerung und die steigende Produktion von Gütern zu einem knappen Gut geworden, welches aber jedem kostenfrei zugänglich ist. D.h. einer knappen oder besser gesagt, einer kostspieligen Ressource wird kein Preis zugeteilt, der seine Knappheit widerspiegelt. Anders gesagt, es existieren keine Eigentumsrechte an dieser Ressource.^[24]

Die Idee, den öffentlichen Gütern einen Wert zu geben, so dass sie nicht mehr kostenlos zur Verfügung stehen und die privaten Kosten, z.B. einer Unternehmung, den sozialen Kosten anzugleichen, d.h., dass der Verursacher eines Schadens auch diesen Schaden bezahlt, ließ einige unterschiedliche Ansätze entstehen.^[25]

Pigou versucht anhand einer Steuer, der so genannten Pigou-Steuer diesem Problem entgegenzuwirken. Die Erhebung des Steuersatzes ist die Aufgabe des Staates, der allwissend sein muss. Die Steuer muss dabei der Höhe, der durch die externen Effekte entstehenden Kosten entsprechen. Der Ansatz von Pigou beruht auf der Annahme, dass die Bestimmung des Steuersatzes ohne jegliche Transaktionskosten erreicht wird. Weiter geht er von vollkommener Markttransparenz im Sinne von Informationsvollkommenheit zur Bestimmung der privaten und sozialen Kosten aus.^[26]

In Anlehnung an die Pigousche Tradition, verfassen Baumol und Oates im Jahre 1971 den Artikel „ The Use of Standards and Prices for Protection of the Environment.“ Sie versuchen das Problem der Markttransparenz, die bei Pigou gegeben sein muss, um die externen Effekte in Kosten ausdrücken zu können, zu beheben.^[27] Von einer wohlfahrtsoptimalen Internalisierung externer Effekte sehen Baumol und Oates ab. Vielmehr sehen sie Standards, wie z.B. die Senkung des CO2-Ausstoßes um einen bestimmten Anteil vor, um ein bestimmtes Ziel bezüglich der Umweltqualität zu erreichen. Der erhobene Steuersatz ist dabei für alle Verursacher gleich.^[28] Dieser so genannte Standard-Preisansatz soll dort eine Sicherheit gewähren, wo durch externe Effekte hohe Kosten verursacht werden. Mit der Festlegung eines Standardwertes wird der Informationsbedarf, der ein großes Problem bei der Erhebung der Pigou-Steuer ist, verringert, da durch einen iterativen Prozess die Steuern so angepasst werden, bis der Standard erreicht ist. Eine genau Berechnung und Analyse der Grenzschäden ist somit nicht notwendig.^[29] Ein in die Praxis umgesetztes Konzept, das auf Basis des Standard-Preisansatzes erstellt wurde, ist das Konzept der Ökosteuer.^[30]

Auch Coase nimmt zu den Aussagen Pigous Stellung. Nach Coase sind staatliche Eingriffe für die Regelung von externen Effekten nicht wünschenswert. Als wichtigste Voraussetzungen, die seine Aussagen untermauern, gelten, dass die Eigentumsrechte klar definiert sind, dass vollkommene Markttransparenz herrscht und der Tausch von Eigentumsrechten keine Transaktionskosten verursacht. Staatliche Lösungen sind überflüssig, da die betroffenen Parteien Anreize haben, solange mit einander zu verhandeln, bis soziale und private Kosten des externen Effektes verursachende Aktivität übereinstimmen.^[31] Diese Aussage wird 1966 von Stigler als Coase-Theorem bezeichnet: „ The Coase theorem thus asserts that under perfect competition private and social costs will be equal […]. “^[32]

Basierend auf der klaren Definition der Eigentumsrechte und unter Verwendung von Standards, formuliert Dales in seinem Werk „ Pollution, Property and Prices “ die Grundlagen für den im Kyoto-Protokoll vorgeschlagenen und in der EU angewandten Emissionshandel. Er schlägt die Errichtung eines Marktes für den Handel mit den Emissionsrechten, „ Pollution Rigths “, vor. Durch eine Behörde werden eine bestimmte Menge an Rechten in Umlauf gebracht, wobei jedes Recht den Ausstoß einer Tonne, im Falle der Kyoto-Richtlinien CO2 Äquivalent erlaubt. Die zugeteilten, im Falle von Dales, die von der Behörde verkauften Emissionsrechte, werden auf einem Markt gehandelt. Durch die Anzahl der zur Verfügung gestellten Emissionsrechte lassen sich bestimmte Standards erreichen.^[33] Durch die Preise, so genannte Knappheitspreise, mit denen die Emissionsrechte gehandelt werden, ist die Umwelt nicht mehr kostenlos. Die Knappheitspreise spiegeln die unvermeidlichen Grenzvermeidungskosten wieder, die entstehen, um einen bestimmten Standard zu erreichen. D.h. sollen die CO2-Emissionen um acht Prozent, wie es der EU durch das Kyoto-Protokoll auferlegt wird, gesenkt werden, so werden Kosten entstehen, die die Emittenten zur Vermeidung dieser CO2 Emissionsmenge aufwenden müssen. Da die Grenzvermeidungskosten aller Unternehmen nicht identisch sind, werden sich diejenigen Unternehmen zur Reduktion der Emissionen entscheiden, bei denen die Grenzvermeidungskosten unter den Knappheitspreisen der Emissionsrechte liegen. Die anderen werden Emissionsrechte dazukaufen, da der Kauf von Rechten billiger ist als Emissionen zu vermeiden. Eine Schlussfolgerung aus diesem Ansatz ist, dass ein angestrebter Standard zu minimalen Kosten, die abhängig von der gegenwärtigen Technologie sind, realisiert wird.^[34]

Wird das Instrument Handels mit Emissionsrechten mit dem Standard-Preis-Ansatz verglichen, so handelt es sich beim ersteren um eine „ Preislösung “, beim zweiten um eine „ Mengenlösung “.^[35]

Neben den dargestellten umweltpolitischen standardorientierten Instrumenten der Abgaben, im Sinne des Standard-Preis-Ansatzes und des Handels mit Emissionsrechten, auch marktwirtschaftliche Instrumente genannt, gibt es noch einen dritten Typ dieser standardorientierten Instrumente. Hierbei handelt es sich um Auflagen, worunter durch den Staat auferlegte Ge-, bzw. Verbote oder absolute Höchstemissionswerte für jeden Verursacher zu verstehen sind.^[36]

2.2 Beurteilung der Instrumente

Um nun die drei Instrumente zu beurteilen, stehen einige Kriterien zur Verfügung. Darunter fallen die ökologische Effektivität, ökonomische Effizienz, Praktikabilität, Reversibilität, Flexibilität und Fehlerfreundlichkeit, Systemkonformität, Wirkungsverzögerung, internationale Harmonisierung sowie Sozialverträglichkeit.^[37] Die wichtigsten Kriterien sollen nun genauer betrachtet werden, um darzustellen, wie der Handel mit Emissionsrechten im Vergleich zu beurteilen ist. Die Beurteilung erfolgt auf Grundlage der gesetzten Rahmenbedingungen durch die EU, da es bei der Instrumentenwahl entscheidend ist, wie groß das zu integrierende Gebiet, bzw. die Anzahl der Teilnehmer ist und um welche Umweltbelastung es geht. Die betrachteten Umweltbelastungen im Falle des EU-Emissionshandels sind sachlich und räumlich hinreichend äquivalent und lassen somit einige Nachteile, bzw. Vorteile bestimmter Instrumente außen vor.^[38]

2.2.1 Ökologische Effektivität

Die ökologische Effektivität bezieht sich auf den Grad der ökologischen Zielerreichung und lässt sich in zwei Teilaspekte, die ökologische Treffsicherheit und die Wirkungsgeschwindigkeit, untergliedern. Ersteres gibt an, wie genau sich das angestrebte Emissionsziel sowohl unter statischen, als auch unter dynamischen Bedingungen erreichen lässt. Die Wirkungsgeschwindigkeit gibt an, wie schnell sich das angestrebte Emissionsziel erreichen lässt.^[39]

Bei Schadstoffen, die als hochgiftig eingestuft werden, eignet sich das Instrument der Auflagen am besten, da hier ein Verbot der Emissionen von diesem sowohl ökologisch treffsicher ist, als auch äußerst schnell vollzogen werden kann. Zur Erreichung der EU-Ziele bezüglich der CO2-Reduktion, hat der Staat den emittierenden Anlagen eine absolute Emissionshöchstgrenze vorzugeben. Bei wirtschaftlichem Wachstum und einer Zunahme von emittierenden Anlagen wären die Emissionshöchstgrenzen der Anlagen zu verändern, um das angestrebte Ziel zu erreichen. Eine ständige Anpassung der Grenzwerte an die Schwankungen des Niveaus der wirtschaftlichen Aktivitäten ist kaum realisierbar. Somit ist eine ökologische Treffsicherheit mittels Auflagen nicht gegeben.^[40]

Abgaben beruhen darauf, dass sich die Steuersätze ständig den Knappheitspreisen, den horizontal aggregierten Grenzvermeidungskosten der Verursacher, anpassen. Durch die Informationsunvollkommenheit lassen sich die Grenzvermeidungskosten der einzelnen Verursacher aber nicht ex ante bestimmen.^[41] Ebenfalls mittels des von Baumol und Oates vorgeschlagen iterativen Prozesses zur Annäherung des Steuersatzes, ist eine ökonomische Treffsicherheit nicht gegeben. Denn durch die Rigidität der Steuersätze, gerade bei schwankendem Niveau der wirtschaftlichen Aktivitäten, wird niemals der Steuersatz den Knappheitspreisen entsprechen.^[42]

Die ökonomische Treffsicherheit der Abgaben ist durch den Versuch, anhand des Preises die Menge festzulegen, nur zur ungefähren Zielerreichung nutzbar. Ein Handel mit Emissionsrechten, dessen Ausgangsbasis die Anzahl der auszugebenden Emissionsrechte ist, verwirklicht somit die präzise Einhaltung der Vorgabe.^[43] Aus theoretischer Sicht stellt der Handel mit Emissionsrechten das „ ideale umweltpolitische Instrument “ dar.^[44]

Mit Hilfe der Abbildung 1 soll das durch Abgaben entstehende Problem der nicht genauen ökologischen Treffsicherheit noch mal verdeutlicht werden.

Es befinden sich zwei Emittenten auf einem Markt, die zusammen eine Emission, z.B. Tonnen CO2/Jahr, von EGes verursachen. Anbieter 1 steht der Grenzvermeidungskostenkurve (GVKK) GVKK 1 gegenüber. Diese gibt ihm an, welche Kosten mit der Vermeidung einer weiteren Schadstoffeinheit auf ihn zukommen.^[45] Die GVKK 2 zeigt die Grenzvermeidungskosten für Emittent 2. Durch horizontale Aggregation dieser beiden Kurven ergibt sich Aggregierte GVKK 1. Wird nun das Ziel angestrebt die Emissionen auf das Niveau E* zu vermindern, so hat der Staat die Möglichkeit eine Steuer pro Emissionseinheit in Höhe von t1 zu erheben, vorausgesetzt er hat die Informationen bezüglich des Verlaufes der aggregierten GVKK.

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abbildung 1: Aggregierte Grenzvermeidungskostenkurve bei Veränderung der Gesamtemission. ^[46]

Die Emittenten 1 und 2 werden auf Grund des Steuersatzes ihr Produktionsniveau, bzw. ihre Intensität der Emissionen anpassen. Eine Optimierung ist dort erreicht, wo GVKK 1, bzw. GVKK 2 t1 schneidet.^[47] Anders formuliert bedeutet dies, dass ein Unternehmen soweit seine Emissionen reduziert, bis die Kosten einer weiteren Vermeidung der Emissionen teurer sind als die Steuer, die für eine Emission dieser zu zahlen wäre.^[48] Abbildung 1 links verdeutlicht dies. Wie schon oben erwähnt, ist der Verlauf der aggregierten GVKK nicht stabil, welches anhand eines hinzukommenden Emittenten gezeigt werden kann. Durch die zusätzlichen Emissionen erfährt die aggregierte GVKK eine Veränderung. In unserem Beispiel entsteht aggregierte GVKK 2 (siehe Abb. 1 rechts). Erfolgt keine Anpassung des Steuersatzes auf t2 so wird das angestrebte Ziel E* nicht erreicht. Es resultiert ein Emissionsniveau in Höhe von E1. Solchen Schwankungen des Emissionsniveaus unterliegt die Wirtschaft ständig, so dass eine Anpassung der Steuer täglich vollzogen werden müsste.^[49] Dieser schwierige Anpassungsprozess wird bei dem Handel mit Emissionsrechten umgangen, da die konkreten „Steuersätze“ nicht interaktiv aufgesucht, sondern durch den Marktmechanismus bestimmt werden.^[50]

2.2.2 Ökonomische Effizienz

Unter ökonomischer Effizienz ist die Eignung eines umweltpolitischen Instrumentes bezüglich der geringstmöglichen Kosten zur Einhaltung eines vorgegebenen Zieles zu verstehen.^[51] Diese Eignung soll im Folgenden anhand zweier Analysen untersucht werden.

2.2.2.1 Statische Analyse

Im Rahmen der statischen Analyse sind die gesamtwirtschaftlichen Kosten zu untersuchen. Anhand eines Beispiels werden im Folgenden die Unterschiede der gesamtwirtschaftlichen Kosten im Falle von Auflagen, Abgaben und dem Handel mit Emissionsrechten dargestellt.

2.2.2.1.1 Effiziente Allokation

Abbildung 2 stellt das Beispiel zweier Emittenten dar. Beide haben anfangs dasselbe Emissionsniveau E. Die Gesamtemission beträgt EGes und soll zuerst mittels Auflagen auf das Niveau E* gesenkt werden.

Da beide Emittenten dieselbe Menge Schadstoffe ausstoßen, bekommt jeder die Auflage seine Emissionen auf das Niveau von E*/2 zu senken. Durch die unterschiedlichen GVKK sind die Kosten zum Erreichen des Niveaus beider Emittenten verschieden, wie in Abbildung 2 durch die Punkte B und C dargestellt.

Genauer entstehen für Emittent 1 Vermeidungskosten in Höhe der Fläche E, E*/2 unterhalb von GVKK 1 und für Emittent 2 in Höhe der Fläche E, E*/2 unterhalb von GVKK 2.^[52]

Nimmt man nun an, der Staat fordert eine Abgabe in Höhe des Steuersatzes t*, so werden sich die Emittenten anders entscheiden. Emittent 1 verringert sein Niveau auf E1 und Emittent 2 auf E2, da eine Vermeidung der Emissionen solang vorteilhaft ist, bis die Grenzvermeidungskosten größer als der zu zahlende Steuersatz sind.

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abbildung 2: Allokative Effizienz von Auflagen, Abgaben und Handel mit Emissionsrechten^[53]

Die Vermeidungskosten entsprechen hierbei für Emittent 1 der Fläche E1, E unterhalb von GVKK 1 und für Emittent 2 der Fläche E2, E unterhalb von GVKK 2. Eine Analyse der Ergebnisse der Auflagen und der Abgaben zeigt, dass die Abgaben ökonomisch effizienter sind. Bei Erhebung eines Steuersatzes in Höhe von t* kommen Vermeidungskosten in Höhe der Fläche E2, E*/2 unterhalb von GVKK 2 hinzu. Aber ein erheblich größerer Teil der Vermeidungskosten wird eingespart und zwar in Form der Fläche E1, E*/2 unterhalb von GVKK 1. Hierbei ist jedoch zu beachten, dass der Vorteil der Abgaben abhängig ist vom Verlauf der einzelnen GVKK. Sind die GVKK beider Emittenten gleich, so werden die gesamtwirtschaftlichen Kosten bei Abgaben auch mit denen bei Auflagen übereinstimmen.^[54] Das Instrument der Auflagen „[…] bietet keine hinreichende Möglichkeiten, den individuellen Grenzkosten durch umweltpolitisch wie ökonomisch sinnvolle unterschiedliche Anpassungsintensitäten zu entsprechen“.^[55] Wird die Analyse um den Handel mit Emissionsrechten erweitert, so zeigt sich, dass die allokative Effizienz der von Abgaben entspricht. Durch den Handel mit Emissionsrechten wird sich ein Preis für die Rechte einstellen, der dem Steuersatz t* entspricht. Die Emissionen werden dort vermieden, wo es am günstigsten zu bewerkstelligen ist.^[56] Jedoch ist zu beachten, dass der angestrebte Standard bei einem Handel mit Emissionsrechten auch tatsächlich eingehalten wird.^[57]

2.2.2.1.2 Transaktionskosten

Die bisherigen Annahmen basieren auf neoklassischen Ansätzen. Um die Situation jedoch realitätsnäher darzustellen, müssen die Transaktionskosten betrachtet werden. Transaktionskosten bezüglich umweltpolitischer Instrumente sind zu unterteilen in die einmaligen Kosten zur Implementierung des Instrumentes und in die wiederkehrenden Kosten bei Nutzung des Instrumentes.

Bei Betrachtung der Implementierung eines neuen Instrumentes, entstehen die so genannten „ set up “-Kosten. Auf diese soll im weiteren Verlauf nicht weiter eingegangen werden. Jedoch ist zu sagen, dass die Implementierung eines neuen Instruments mit erheblichen Kosten verbunden ist. Diese erstrecken sich von Schulungen für die Administration bezüglich Beobachtung und Kontrolle bis hin zur Bestimmung der zu integrierenden Unternehmen.^[58] Ein weiterer wichtiger Punkt ist, dass es bei einer Implementierung eines neuen Instrumentes zu möglichen Widerständen seitens betroffener Gruppen kommen kann.^[59] Diese Kosten entstehen sowohl bei der Implementierung von Auflagen, als auch bei Abgaben und der Errichtung eines Marktes zum Handel mit Emissionsrechten.^[60]

Werden die wiederkehrenden Kosten betrachtet, so ist hier vor allem der administrative Aufwand zu erwähnen. Die Instrumente sind nur wirkungsvoll, wenn ihre Anwendung durch staatliche Kontrollen überwacht wird, wobei die verschiedenen Maßnahmen unterschiedlichen Aufwand erfordern.^[61] Hierunter fallen Kosten bezüglich der Informationsbeschaffung, sowie Mess-, Kontroll- und Überwachungskosten, aber auch Kosten zur Ermittlung, Erhebung und Zahlung der Abgabeschuld bzw. der Preises des Emissionsrechte.^[62] Auf die Ermittlung und Erhebung des Steuersatzes, bzw. des Preises der Emissionsrechte wurde in Kapitel 2.1 schon eingegangen. Der Steuersatz ist nur durch einen hohen Aufwand bezüglich der Ermittlung der aggregierten GVKK zu bestimmen und muss ständig angepasst werden. Die resultierenden Kosten sind somit höher als bei der Bestimmung des Preises für Emissionsrechte, da diese sich durch den Markt von selbst ergeben. Jedoch sei an dieser Stelle noch angemerkt, dass die ökologische Treffsicherheit des Handels mit Emissionsrechten auf Kosten einer ökonomischen Unsicherheit entsteht. Während der Steuersatz vorgegeben wird und somit bekannt ist, kann nur eine sehr grobe Abschätzung des Preises für Emissionsrechte erfolgen. Die ökologische Unsicherheit bei Abgaben verlagert sich zu einer ökonomischen Unsicherheit bei Emissionsrechten. Die Geschichte hat jedoch gezeigt, dass das ökonomische System sich an ähnliche Situationen anpasst, wie z.B. Ölpreis-Krisen. Daher scheint es an dieser Stelle angebracht zu sein, die unvermeidlichen Unsicherheiten auf das ökonomische System mittels eines Handels mit Emissionsrechten zu verlagern.^[63]

Einen umstrittenen Punkt stellen die Kosten für den Mess-, Kontroll- und Überwachungsaufwand dar. So wird auf der einen Seite gesagt, dass Auflagen mit einem höheren Aufwand verbunden seien als marktwirtschaftliche Instrumente. Andere Autoren widersprechen dem.^[64] Welsch geht davon aus, dass marktwirtschaftliche Instrumente stark auf kontinuierliche Emissionsmessungen angewiesen sind, wobei Auflagen anhand von Stichproben zu kontrollieren sind. Jedoch sind durch den Fortschritt der Messtechnik kontinuierliche Emissionsüberwachungen für praktisch alle Schadstoffe Stand der Technik und mit geringen Kosten verbunden.^[65] Die Kontroll-, Überwachungs- und Messkosten stellen somit kein offensichtliches Entscheidungskriterium zur Auswahl des Instrumentes dar.^[66]

[...]

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^[1] Vgl. UNFCCC (1997), Artikel 3

^[2] Vgl. ebenda, Annex B.

^[3] Vgl. ebenda, Annex A.

^[4] Vgl. IPPC (2001a), S. 388.

^[5] Vgl. Lucht, Michael (2005), S. 1f.

^[6] Vgl. ebenda, S. 8.

^[7] Vgl. UNFCCC (1997), Artikel 6.

^[8] Vgl. ebenda, Artikel 12.

^[9] Vgl. ebenda, Artikel 17.

^[10] Die genaueren Ausformulierungen von CDM und JI entstanden erst in späteren Sitzungen der

COP.

^[11] Vgl. Pauly, Heike (2005).

^[12] Vgl. Shirvani, Foroud (2005), S. 159.

^[13] Vgl. UNFCCC (1997), Artikel 4.

^[14] UNFCCC (1997) Artikel 17, Satz 1.

^[15] Vgl. ebenda, Artikel 25.

^[16] Vgl. Cristiansen, Atle C.; Wettestad, Jørgen (2003), S. 4f.

^[17] Vgl. Böhringer, Christian; Lange, Andreas; Moslener, Ulf (2005), S. 309.

^[18] Vgl. Osterkamp, Rigmar; Schneider, Wolfgang (1982), S.15.

^[19] Vgl. Pigou, Arthur Cecil (1932), Kapitel 2.9.1

^[20] Vgl. Osterkamp, Rigmar; Schneider, Wolfgang (1982), S.15.

^[21] Pareto-effizient: Eine Person kann in seiner Position besser gestellt werden, ohne dass sich die

Position einer anderen Person verschlechtert. Pareto effizient, oder auch Pareto-Optimum wurde

nach Vilfredo Pareto (1896) benannt. [zitiert nach: Stavins, Robert N. (2004), S.1]

^[22] Vgl. Bonus, Holger (1980), S. 60f.

^[23] Vgl. Head, John G.; Shoup, Carl S. (1969), S. 367.

^[24] Vgl. Solow, Robert M. (1971), S. 499f.

^[25] Vgl. Tidelski, Olaf (2000), S. 111.

^[26] Vgl. Bonus, Holger; Häder, Michael (1998), S. 34f, eine grafische Darstellung und detaillierte

Informationen zu der Pigou-Steuer vgl. Thiemer, Andreas (2005a).

^[27] Vgl. Baumol, William, J., Oates, Wallace, E. (1971), S. 42.

^[28] Vgl. Hansmeyer, Karl-Heinrich; Schneider, Hans Karl (1990), S. 19f.

^[29] Vgl. Baumol, William J.; Oates, Wallace E. (1971), S. 51.

^[30] Vgl. Müller, Christian; Sundmacher, Torsten (2005), S. 1086.

^[31] Zur detaillierten Formulierung, vgl. Coase, Roland H. (1960), S. 10ff.

^[32] Stigler, Georg J. (1966), S. 113.

^[33] Vgl. Dales, John H. (1968), S. 93ff.

^[34] Vgl. Bonus, Holger (1981), S. 64ff.

^[35] Vgl. Bonus, Holger (1990), S. 343.

^[36] Vgl. Endres, Alfred (1994), S. 98f.

^[37] Vgl. Bartmann, Hermann (1996), S. 117f und Siebert, Horst (1976), S. 111ff.

^[38] Vgl. Huckestein, Burkhard (1996), S. 68f.

^[39] Vgl. Michaelis, Peter (1996), S. 35f.

^[40] Vgl. Endres, Alfred (1994), S. 420f.

^[41] Vgl. Bonus, Holger (1981), S. 66.

^[42] Vgl. Baumol, William J.; Oates, Wallace, E. (1971), S. 43f und Endres, Alfred (1994), S. 153.

Zur Rigidität der Steuern vgl. Bonus, Holger (1981), S. 62f.

^[43] Vgl. Bonus, Holger (1990), S. 357.

^[44] Siebert, Horst (1976), S.119.

^[45] Vgl. Michaelis, Peter (1996), S. 38.

^[46] Eigene Darstellung.

^[47] Die emittierten Gesamtkost bestehen aus den Kosten der Vermeidung und dem Produkt aus

Steuersatz und Emissionsniveau. Eine Optimierung des Emissionsniveaus herrscht somit genau

am Schnittpunkt von GVKK und Steuersatz. Für eine detaillierte Darstellung dieses

Sachverhaltes vgl. Michaelis, Peter (1996), S. 37ff.

^[48] Vgl. Endres, Alfred (1994), S. 119.

^[49] Vgl. Bonus Holger (1981), S. 62.

^[50] Vgl. ebenda, S. 66.

^[51] Vgl. Endres, Alfred (1994), S. 118.

^[52] Vgl. Michaelis, Peter (1996), S. 42f.

^[53] Eigene Darstellung

^[54] Vgl. Ströbele, Wolfgang (2005), S. 344f. und Thiemer, Andreas (2005b).

^[55] Hansmeyer, Karl-Heinrich (1992), S. 82f.

^[56] Vgl. Bonus, Holger (1981), S 64f.

^[57] Vgl. ebenda, S. 66.

^[58] Vgl. Bonus, Holger; Häder, Michael (1998), S. 35ff.

^[59] Vgl. Knoepfel, Peter; Weidner, Lausanne Helmut (1983), S. 88.

^[60] Vgl. Michaelis, Peter (1996), S. 47.

^[61] Vgl. Frey, Bruno S. (1992), S. 108.

^[62] Vgl. Huckestein, Burkhard (1996), S. 73.

^[63] Vgl. Heister, Johannes; Michaelis, Peter (1991), S. 78f.

^[64] Zur Argumentation dieser Sichtweisen vgl. Osterkamp, Rigmar (1978), S. 238 ff.

^[65] In Deutschland sind solche Messungen für große Emissionsquellen seit den 90er Jahren gesetzlich vorgeschrieben.

^[66] Vgl. Welsch, Heinz (1994), S. 203ff.