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Treibhausgasemissionshandelssysteme in den USA und Optionen des Linking mit dem EU-Emissionshandel

Masterarbeit 2010 128 Seiten

Politik - Klima- und Umweltpolitik

Leseprobe

Inhaltsverzeichnis

Abbildungsverzeichnis

Abkürzungsverzeichnis

1 Einleitung
1.1 Klimawandel und Emissionshandel
1.2 Ziel und Aufbau der Arbeit

2 Grundlagen des Emissionszertifikatehandels
2.1 Umweltökonomische Instrumente
2.2 Ökonomische Theorie des Emissionshandels
2.2.1 Funktionsweise des Zertifikatehandels
2.2.2 Wirkungsanalyse des Zertifikatehandels
2.2.2.1 Ökonomische Effizienz
2.2.2.2 Dynamische Anreiz- und Innovationswirkung
2.2.2.3 Ökologische Treffsicherheit
2.3 Politische Umsetzung des Emissionshandels
2.3.1 Ökonomische Theorie versus politische Realität
2.3.2 Aufbau und Charakteristika realer Emissionshandelssysteme
2.3.2.1 Rahmenbedingungen, Abdeckung von Gasen und Sektoren
2.3.2.2 Festlegung und Höhe des Cap
2.3.2.3 Methode der Allokation
2.3.2.4 Umgang mit Stilllegung und neuen Marktteilnehmern
2.3.2.5 Temporale Dimension: Perioden, Banking und Borrowing
2.3.2.6 Anerkennung von Zertifikaten und Typen des Offsetting
2.3.2.7 Register, Berichtswesen, Überwachung und Sanktionierung
2.3.2.8 Kostenbeschränkungsmechanismen

3 Emissionshandelssysteme in der Praxis
3.1 Das Kyoto Protokoll
3.1.1 Historie und grundsätzliche Regelungen
3.1.2 Flexible Mechanismen des Kyoto-Protokolls
3.1.2.1 Emissionshandel
3.1.2.2 Joint Implementation (JI)
3.1.2.3 Der Clean Development Mechanism (CDM)
3.2 European Union Emissions Trading Scheme (EU ETS)
3.2.1 Aufbau und Charakteristika
3.2.1.1 Rahmenbedingungen, Abdeckung von Gasen und Sektoren
3.2.1.2 Festlegung und Höhe des Cap
3.2.1.3 Methode der Allokation
3.2.1.4 Umgang mit Stilllegung und neuen Marktteilnehmern
3.2.1.5 Temporale Dimension: Perioden, Banking und Borrowing
3.2.1.6 Anerkennung von Zertifikaten und Typen des Offsetting
3.2.1.7 Register, Berichtswesen, Überwachung und Sanktionierung
3.2.1.8 Kostenbeschränkungsmechanismen
3.2.2 Wirkungsanalyse
3.2.2.1 Ökologische Treffsicherheit
3.2.2.2 Ökonomische Effizienz
3.2.2.3 Dynamische Innovationswirkung
3.2.2.4 Fazit
3.3 Regionale Emissionshandelssysteme der USA
3.3.1 Regional Greenhouse Gas Initiative (RGGI)
3.3.1.1 Aufbau und Charakteristika
3.3.1.2 Wirkungsanalyse
3.3.2 Western Climate Initiative (WCI)
3.3.2.1 Aufbau und Charakteristika
3.3.2.2 Wirkungsabschätzung
3.3.3 Midwestern Greenhouse Gas Reduction Accord (MGGA)
3.3.3.1 Aufbau und Charakteristika
3.3.3.2 Wirkungsabschätzung
3.4 Nationale Emissionshandelssysteme der USA
3.4.1 Cap-and-Trade Gesetzgebung im US-Kongress
3.4.1.1 Grundlagen des legislativen Prozesses der USA
3.4.1.2 Gesetzentwürfe im 110. Kongress (2007-2008)
3.4.1.3 Gesetzentwürfe im 111. Kongress (2009-2010)
3.4.2 Aktuelle Umsetzungschancen eines nationalen Emissionshandels

4 Linking von US und EU Emissionshandelssystemen
4.1 Motive für eine Verbindung von Emissionshandelssystemen
4.2 Optionen des transatlantischen Linking
4.2.1 Eingrenzung der Untersuchungen
4.2.2 Kompatibilität von US und EU Emissionshandelssystemen
4.2.2.1 Rahmenbedingungen, Abdeckung von Gasen und Sektoren
4.2.2.2 Festlegung und Höhe des Cap
4.2.2.3 Methode der Allokation
4.2.2.4 Umgang mit Stilllegung und neuen Marktteilnehmern
4.2.2.5 Temporale Dimension: Perioden, Banking und Borrowing
4.2.2.6 Anerkennung von Zertifikaten und Typen des Offsetting
4.2.2.7 Register, Berichtswesen, Überwachung und Sanktionierung
4.2.2.8 Kostenbeschränkungsmechanismen
4.2.3 Chancen des Linking

5 Fazit und Ausblick
5.1 Fazit
5.2 Ausblick

Quellen

Abbildungsverzeichnis

Abbildung 1: Prinzip des Emissionshandels

Abbildung 2: Betriebliche Kostenanlastung Versteigerung vs. kostenlose Zuteilung

Abbildung 3: Preisentwicklung und Handelsvolumen von EUAs 2005-

Abbildung 4: Regionale Emissionshandelssysteme in den USA

Abbildung 5: Preisentwicklung und Handelsvolumen von RGGI Allowances 2008-

Abbildung 6: Legislativer Prozess der USA auf Bundesebene

Abbildung 7: Reduzierungsziele der nationalen Gesetzentwürfe bis

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

Abbildung 9: Politische Zielsetzung vs. Ausprägung der EHS Charakteristika

Abkürzungsverzeichnis

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

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 (CO2) durch die Verbrennung fossiler Energieträger. Im Jahres­durch­schnitt 2010 wird die Kon­zen­tration von CO2 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 CO2-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.

Der unter Ökonomen und einer steigenden Anzahl von Politikern präferierte Weg, Treib­hausgas­emissionen auf möglichst Kosten ­effiziente Weise zu reduzieren, ist der Emissions­zer­ti­fikatehandel. 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 CO2 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 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 Luft­verschmutzung) 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 policy-maker 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 (SO2) 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).

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 ei die Grundemissionen errechnet. Die Summe der Einzel­emissionen ei 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 ei ausschließlich auf Basis der historischen Einzelemissionen errechnet, meist durch Mittelung mehrerer Jahresemissionen. Beim Benchmarking hingegen wird ei auf Basis des historischen Pro­duktions­outputs (oi) multipliziert mit einem über die jeweilige Branche B hinweg gemittelten - oder auch gezielt gewichtetem – Emissions­ko­effi­zienten αB (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).

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 CO2-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 Umweltsteuer. Der Emissionszertifikatehandel verbindet also die Vorteile von Auflage und Steuer, bei gleichzeitiger Vermeidung der jeweiligen Nachteile.[16]

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abbildung 1: Prinzip des Emissionshandels[17]

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 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 gesamt-wirtschaftlicher 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 E1 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).

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

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).

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 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 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 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]

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 CO2 weitere Gase definiert, müssen Äquivalenzziffern definiert werden, meist geschieht dies über Umrechnung in CO2-Äquivalente anhand der vom IPCC vorgeschlagenen Äquivalenzziffern. Die nominale Einheit eines Zertifikats ist zu bestimmen, meist wird hier eine metrische Tonne CO2 bzw. CO2e (CO2-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 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).

Für Kapazitätserweiterungen und –kürzungen gelten die gleichen Aussagen: Auch hierfür sollten weder kostenlose Zuteilungen noch Enteignungen vorgenommen werden. „Insbesondere sollten Kraftwerksbetreiber, die von der Verbrennung fossiler Brennstoffe ganz oder teilweise auf erwünschte erneuerbare Energien umrüsten, nicht deshalb ihrer Emissionsrechte enteignet werden“ (Graichen/Requate 2008: 21). In jedem Fall sollten Markteintritt neuer Unternehmen und Kapazitätserweiterungen bestehender Unternehmen gleich behandelt werden, da ansonsten einfache Ausweich- und Umgehungshandlungen wie Outsourcing oder Zusammenschlüsse von Unternehmen die Folge wären (Graichen/Requate 2008: 21).

2.3.2.5 Temporale Dimension: Perioden, Banking und Borrowing

Um die Berechnungen für Benchmarking, Grandfathering bzw. die absolute Emissions­ober­grenze durchführen zu können, muss eine Basisperiode gewählt werden, die zur Ermittlung der historischen Grundemissionen herangezogen wer­den soll. Wird während der öffentlichen Erörte­rung der Emissionshandelsthematik eine zeit­nahe Periode kurz vor dem in der Zukunft lie­genden Starttermin des Emissions­handels­sys­tems bestimmt, so können Fehlanreize ent­ste­hen: Unternehmen könnten in Erwartung des Emissions­handels absichtlich ihre Emissionen nach oben treiben, um für die vergangenheits­be­zogenen Berechnungen bei der Zuteilung mög­lichst günstige Werte zu erreichen. Dieses Pro­blem besteht ebenso bei Emissions­handels­systemen mit mehreren Handelsperioden, in denen von vornherein bekannt ist, dass bestimmte Perioden als Referenz für die nächste Handels­periode herangezogen werden (Graichen/Requate 2008: 18).

Die Handelssperiode ist der meist längere Zeitraum, innerhalb dessen die getroffenen Festlegungen und Regeln einheitlich und unverändert bleiben (sollten) und für den meist ein Gesamtcap der Handelsperiode festgelegt wird. Dies kann beispielsweise eine Dreijahres­periode sein. Die Erfüllungsperiode, auch Compliance-Periode genannt, ist hinge­gen der Zeitraum, im dem prinzipiell zu Beginn Zertifikate zugeteilt oder zur Versteigerung angeboten werden und an dessen Ende die Emittenten eine ihren Emissionen entsprechende Menge Zer­ti­fikate zur Erfüllung ihrer gesetzlichen Pflichten – kurz: zur Erfüllung – vorlegen müssen. Die Erfüllungsperiode besitzt daher ein eigenes, kurzfristigeres Cap. Eine Handels­periode muss nicht zwangsläufig einen größeren Zeitraum umfassen, sondern könnte auch exakt einer Erfüllungsperiode entsprechen, beispielsweise mit einer Dauer von einem Jahr. In den anderen Fällen muss jedoch zwischen Handels- und Erfüllungsperiode unterschieden werden. Es kann nun Zertifikate unterschiedlicher Gültigkeit geben. Darunter solche, die nur für eine bestimmte Erfüllungsperiode oder einen Teil davon gelten, solche, die für die gesamte Handelsperiode oder einen Teil davon gelten und andere, die für mehrere Handelsperioden übergreifend Gültigkeit behalten (Sterk et al. 2006: 21).

Ein wichtiger Faktor ist daher auch die intertemporale Verschiebbarkeit von Zertifikaten. Dazu zählt das sogenannte Banking: Es ist festzulegen, ob Emittenten Zertifikate, die sie nicht benutzen, aber auch nicht verkaufen, auf Folgejahre übertragen können bzw. ungenutzte Zertifikate aus der Vergangenheit zur Erfüllung verwenden können. Dies schafft Anreize, möglichst früh in Vermeidung zu investieren, um z.B. eine Produktionsausdehnung in den Folgejahren durch eigene zuvor ungenutzte und zurückgehaltene Zertifikate abdecken zu können. Banking erzeugt eine höhere Flexibilität für die Unternehmen und ermöglicht eine gewisse Unsicherheits-Vorsorge (Sterk et al. 2006: 21–22).

Ebenfalls muss umgekehrt festgelegt werden, ob Zertifikate zukünftiger Zeiträume bereits vorher verwendet werden können. Dies wird gemeinhin als Borrowing bezeichnet, da im Prin­zip Zertifikate aus der Zukunft geliehen werden. Diese Zertifikate können dann in der eigent­lichen Periode nicht mehr verwendet werden, es müssen später mehr Emissions­redu­zie­run­gen erreicht werden. Borrowing ermöglicht daher die umgekehrte Situa­tion wie das Ban­king: Emissionen können vorgezogen, Reduzierungs­anstrengungen dagegen auf spätere Jahre ver­schoben werden. Da prinzipiell egal ist, wann Treibhausgase ausgestoßen werden, sofern sie insgesamt innerhalb eines größeren Zeitrahmens dadurch in ihrer Höhe nicht verändert werden, könnte man zunächst darauf schließen, dass dies im Sinne der ökologischen Effizienz unbedenklich ist. In der Praxis gibt es jedoch große Bedenken, da prinzipiell zunächst überhaupt keine Einsparungen notwendig sind, solange man zukünftige Zertifikate verwenden kann. Hierdurch können Unternehmen absichtlich Ihre Vermeidungs­kosten auf spätere Jahre verschieben und in diesen dadurch künstlich erhöhen. Diese künstlich hohen Kosten könnten dann wiederum als Argumentationsgrundlage und politisches Kapital bei der Forderung nach niedrigeren Einsparungszielen verwendet werden (Sterk et al. 2006: 22). Bei dem hier be­schrie­be­nen unter­nehmen­sindividuellem Borrowing ist darüber hinaus der Fall möglich, dass ein Unternehmen zu einem späteren Zeitpunkt nicht mehr existiert (z.B. durch Konkurs), die Reduzierungsschuld daher nie erbracht wird[31].

2.3.2.6 Anerkennung von Zertifikaten und Typen des Offsetting

Grundsätzlich muss entschieden werden, ob ausschließlich die staatlich ausgegebenen Zertifikate als Erfüllungseinheit akzeptiert werden, oder ob weitere Erfüllungsmöglichkeiten durch andere Arten von Zertifikaten eingeräumt werden sollen. Dies könnten z.B. Zertifikate anderer EHS sein. Hierzu gehören außerdem Zertifikate aus dem sogenannten Offsetting. Vereinfacht dargestellt generieren Offsetting-Projekte Emissions­zertifikate in Höhe der Menge der durch sie eingesparten Emissionen. Das heißt, Unternehmen müssen nicht im eigenen Unternehmen vermeiden, solange sie je nach Regelung an anderer Stelle im In- oder Ausland Projekte finanzieren, die zu zusätzlichen Emissionsreduzierungen führen. Für diese Projekte erhalten sie Zertifikate, die sie zur Erfüllung ihrer Reduzierungen anrechnen lassen können. Hierzu zählen z.B. die flexiblen Mechanismen des Kyoto-Protokolls (siehe 3.1.2). Einen großen Unterschied in der ökologischen Effektivität des EHS macht es nun aus, ob man Zertifikate aus dem sogenannten Senken-Offsetting akzeptiert oder nicht (Sterk et al. 2006: 17). Hierbei erhalten Akteure Zertifikate z.B. aus Aufforstungsmaßnahmen. Die Effektivität und tatsächliche Zusätzlichkeit[32] solcher Projekte ist stark umstritten, da z.B. das in Bäumen gebundene CO2 jederzeit durch Waldbrände, Abholzung und Verwendung oder natürliche Verrottung wieder in die Atmosphäre gelangen kann. Dies einer dauerhaften Reduzierung gleichzusetzen wird von vielen abgelehnt. Noch umstrittener sind Zertifikate, die für die Nicht-Abholzung von Regenwäldern vergeben werden sollen, wie einige fordern.

2.3.2.7 Register, Berichtswesen, Überwachung und Sanktionierung

Den Kern der Administration eines Emissionshandelssystems bildet meist ein Register. In diesem werden Konten für alle Anlagen, Unternehmen und/oder Personen geführt, die sich am Emissionshandel beteiligen. Dazu ist zunächst festzulegen, welchen Akteuren eine Beteiligung am Emissionshandel grundsätzlich ermöglicht werden soll. Dies könnte z.B. ausschließlich Emittenten mit entsprechenden Anlagen, alle juristischen und privaten Personen oder z.B. Banken und Finanzdienstleister umfassen. Bei der Zuteilung der Zertifikate werden in der Praxis nun meist keine physischen Zertifikate ausgegeben, sondern in rein elektronischer Form in entsprechender Anzahl auf die jeweiligen Anlagenkonten im Register übertragen. Die Register führende Stelle muss zum festgelegten Stichtag überprüfen, ob das jeweilige Anlagenkonto eine entsprechende Anzahl Zertifikate aufweist und die tatsächlichen Emissionen hierdurch gedeckt werden. (Roßnagel et al. 2008: 21–22).

Soll nun ein Handel stattfinden, können sich entweder im Freiverkehrsmarkt (Over The Counter Market – OTC) Käufer und Verkäufer finden und bilaterale Verträge schließen. Sofern eine Einigung stattgefunden hat, müssen sie der Register führenden Stelle melden, wie viele Zertifikate übertragen werden sollen, um den Handel auszuführen. Alternativ kann über Börsen und ähnliche Marktplätze ein Handel erfolgen. Hierbei kann wiederum von staatlicher Stelle direkt eine Handelsplattform geschaffen, oder dies dem Bereich der Privatwirtschaft überlassen werden. Dies ermöglicht ein Betätigungsfeld für Makler, Börsenplätze sowie Finanzdienstleister und bedarf ggf. weiterer Regulierung und Aufsicht. Dabei könnte z.B. reguliert werden, ob, durch wen und in welcher Form an anderen Märkten übliche Instrumente wie Termingeschäfte, Derivate, Forwards, Optionsgeschäfte oder ähnliches auch für Emissionszertifikate angeboten werden dürfen. Diese Instrumente und auch die Art von Akteuren am Markt kann durchaus Einfluss auf die Preisentwicklung der Zertifikate nehmen und z.B. Anreize zu Spekulationen schüren oder auch dämpfen (Marci 2005: 118–127).

Ein weiterer wichtiger Faktor bei der Schaffung eines EHS ist die Berücksichtigung eines geeigneten Berichtswesen s (Reporting), einer entsprechenden Überwachung (Monitoring) und entsprechender Sanktionierung bei Fehlverhalten. Das System muss eine hohe Glaubwürdigkeit erhalten, damit sichergestellt ist, dass auch tatsächlich jede Emissionseinheit durch ein Zertifikat gedeckt werden muss und wird. Bei zu schwacher Kontrolle oder mangelnden Sanktionen entstehen Anreize, weniger Emissionen als tatsächlich ausgestoßen zu melden, um die dadurch freigewordenen Zertifikate am Markt verkaufen zu können. Gleichzeitig führt dies zu einem Wertverlust der Zertifikate, da ihnen im Prinzip der Nutzen abgesprochen wird: Wenn niemand kontrolliert, braucht man auch keine Genehmigung in Form eines Zertifikats. Es ist daher von grundlegender Bedeutung, dass eine geeignete Überwachung und Kontrolle stattfindet und das harte Strafen in Aussicht gestellt werden, die hohe Opportunitätskosten darstellen (Sterk et al. 2006: 22–23).

Dazu wird den Emittenten zunächst eine Berichtspflicht auferlegt. Sie müssen mithilfe technischer Einrichtungen wie z.B. Messgeräten oder über Berechnungen auf Basis der verbrauchten fossilen Energieträger ex post Bericht über die Menge Emissionen erstatten, die sie ausgestoßen haben. Je nach Regelung muss dies z.B. monatlich oder jährlich erfolgen. Je nach Abdeckung der Gase kann dies erheblichen Aufwand bedeuten, da nicht alle Gase auf einfache Art und Weise in der Menge feststellbar sind (Roßnagel et al. 2008: 18–20).

Von staatlicher Stelle müssen anschließend bzw. fortlaufend entsprechende Kontrollen durchgeführt werden. Dies bezieht sich zum einen auf die Art der Berichterstattung und Höhe der Emissionen, zum anderen auf die Eignung und Genauigkeit der in den jeweiligen Anlagen verwendeten Messtechnik und/oder der Berechnungsverfahren und –faktoren die zur Ermittlung der Emissionsmenge herangezogen wurden. Verstöße gegen die Berichtspflicht oder absichtlich falsche Berichterstattung in Bezug auf die Emissionsmenge oder die verwendeten Verfahren muss mit Strafen geahndet werden. Dies kann z.B. in Form von Geldstrafen oder vorrübergehendem Entzug der Genehmigung der Anlage geschehen.

[...]


[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).

[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.

[5] Die Begriffe „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.

[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 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 ei wird daraufhin in umgekehrter Weise das absolute Ziel Z errechnet.

[14] Ineffizient im Sinne der Emissionen.

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

[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).

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

[20] Eigene Darstellung in Anlehnung an Rudolph (2005: 38). Der Verlauf der GVK-Kurve ergibt sich aus der An­nahme, 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 an­ge­nom­men, 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.

[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.

[25] Ist das staatliche Ziel ein bestimmtes Emissionsniveau, müsste der Steuersatz mit der Zeit bei Annäherung an dieses Niveau immer weiter abgesenkt werden.

[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 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).

[29] Treibhausgase nach Anlage A des Kyoto-Protokolls sind Kohlendioxid (CO2), Methan (CH4), Distickstoffoxid (N2O), Teilhalogenierte Fluorkohlenwasserstoffe (H-FKW/HFC), Perfluorierte Kohlenwasserstoffe (FKW/PFC) und Schwefel­hexafluorid (SF6) (UNFCCC 1997: Anlage A).

[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).

[31] Dies ist bei institutionalisiertem, systemweitem Borrowing in Form von Umkalendarisierung hingegen kein Problem, siehe 2.3.2.8.

[32] Als Zusätzlichkeit wird die Eigenschaft eines Projekts bezeichnet, tatsächlich Einsparungen zu erzeugen, die es ohne das Projekt nicht gegeben hätte. Diese Beurteilung gestaltet sich im Allgemeinen allerdings schwierig. Ob beispielsweise ein Wald nicht ohnehin aufgeforstet worden wäre, ist nicht endgültig zu klären.

Details

Seiten
128
Jahr
2010
ISBN (eBook)
9783640904006
ISBN (Buch)
9783640904280
Dateigröße
2 MB
Sprache
Deutsch
Katalognummer
v171157
Institution / Hochschule
Universität Kassel – Fachbereich Wirtschaftswissenschaften
Note
1,0
Schlagworte
Klimawandel Emissionshandel Treibhausgase CO2-Zertifikate Zertifikatehandel EU ETS RGGI WCI Regional Greenhouse Gas Initiative Midwestern Greenhouse Gas Accord Western Climate Initiative EU Emissions Trading Scheme USA Klimapolitik CO2 Lizenzhandel Emissionen Kohlendioxid Emissionshandelssysteme EU Umweltökonomik umweltökonomische Instrumente Kyoto Protokoll

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Titel: Treibhausgasemissionshandelssysteme in den USA und Optionen des Linking mit dem EU-Emissionshandel