Zusammenfassung
Die zunehmende Bedeutung der internationalen Umweltproblematik in der (umwelt-) politischen Diskussion läßt sich auf ökonomische und ökologische Faktoren zurückfiihren.1 Zum einen scheint es so zu sein, daß sowohl die Schwere der (erwarteten) internationalen Umweltschäden als auch deren Wahrnehmung zugenommen haben,2 wobei eine Trennung nach ökologischer Relevanz und deren Wahrnehmung jedoch problematisch ist. Neben dem Informationsstand spielt hierbei auch das Umweltbewußtsein — d.h. die Gewichtung der Umweltqualität in den Wohlfahrtsfunktionen der Wirtschaftssubjekte — eine Rolle, wobei häufig ein gestiegenes Umweltbewußtsein der Bürger vieler Länder, insbesondere der Industrieländer, konstatiert wird.3
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Literatur
Dies gilt insbesondere für die Problemfelder Treibhauseffekt, Ozonloch, „saurer Regen“ und den Verlust an tropischem Regenwald. Für einen Überblick zu den ersten drei Problemfeldem vgl. Althammer (1998), S. 8–33.
So lag etwa die Wachstumsrate des Außenhandels in den letzten Jahren immer deutlich oberhalb des Wirtschaftswachstums (vgl. Franke (1996), S. 15).
Der Zusammenhang zwischen Wirtschaftswachstum und Umweltqualität ist jedoch sowohl in der empirischen als auch in der theoretischen Literatur umstritten. Neumayer (1998) beschäftigt sich — vor allem anhand eines Überblicks über die empirische Literatur — mit diesem Problem, kommt jedoch zu keinen eindeutigen Schlußfolgerungen hinsichtlich des Vorzeichens dieses Zusammenhangs (vgl. Neumayer (1998), S. 171–172).
Dies gilt besonders dann, wenn es sich nicht um einen Globalschadstoff handelt, sondern um einen Oberflächenschadstoff, da andernfalls der Nutzen des Umweltschutzes allen Ländern zugute kommt. Die Umweltpolitik hat dabei aus nationaler Sicht gegensätzliche Auswirkungen auf die inländische Wohlfahrt: Einerseits verursacht sie Kosten, indem sie in den gegenwärtigen Produktionsprozeß eingreift, andererseits einen Umweltnutzen, sowohl direkt (konsumptiv) als auch indirekt über eine zukünftig reichhaltigere Ausstattung mit dem Faktor Umwelt. Die unterschiedlichen Arten von Schadstoffen werden wie folgt definiert: Ist es fir die Schadenwirkung der Emissionen unerheblich, wo (in welchem Land) der Schadstoff emittiert wurde, so handelt es sich dabei um einen Globalschadstoff, andernfalls um einen Oberflächenschadstoff (vgl. Weimann (1995), S. 199–204). Oberflächenschadstoffe lassen sich noch weiter unterteilen: Lokale (oder nationale) Schadstoffe schädigen nur das emittierende Land selbst, während grenzüberschreitende Emissionen auch über die Landesgrenzen hinaus wirken. Jedoch können auch globale Schadstoffe als Spezialfall grenzüberschreitender Schadstoffe interpretiert werden. Für eine Taxonomie räumlich verschiedener Schadstoff-Arten vgl. Siebert (1995), S. 169–170.
Die meisten Studien identifizieren keinen grundsätzlichen Widerspruch zwischen Freihandel und Umweltschutz (vgl. A. Ulph (1996a), S. 339). Die Hypothese, daß der Übergang von Autarkie zum Freihandel zu höheren Umweltschäden führt, wird von Copeland/Taylor (1997) unter dem Begriff „trade-induced degradation hypothesis“ diskutiert.
Wesentlich ist hier die Frage, ob Freihandel wohlfahrtssteigernd ist, sofern dadurch eine Verzerrung der Umweltpolitik ausgelöst wird. Walz/Wellisch (1997) diskutieren diese Frage ausführlich anhand eines Zweiländermodells mit Wettbewerb auf einem Drittlandmarkt und kommen zu der Schlußfolgerung, daß Freihandel selbst dann zu einer Wohlfahrtssteigerung führt, wenn dadurch der Anreiz für eine verzerrte Umweltpolitik zunimmt (vgl. Walz/Wellisch (1997), S. 286). Demgegenüber kommen Copeland/Taylor (1997) — unter Verwendung eines mehrperiodigen totalanalytischen Modells mit einer myopischen Umweltbehörde, welche lediglich die Wohlfahrt der laufenden Periode maximiert — zu dem Schluß, daß negative Umweltwirkungen des Freihandels insbesondere dann möglich sind, wenn die Emissionen in Form von „stock pollutants“ den Umweltkapitalstock nachhaltig beeinträchtigen und keine effiziente Vermeidungstechnologie existiert (vgl. Copeland/Taylor (1997), S. 341–342).
So weist beispielsweise Althammer (1998) auf die „Ineffizienz des Nash-Gleichgewichts ohne Kooperation“ hin (vgl. Althammer (1998), S. 118). Bezüglich der strategischen Handelspolitik —und mit Einschränkungen auch in bezug auf die strategische Umweltpolitik — lassen sich jedoch Fälle zeigen, in denen diese Aussage nicht zwingend gilt. Diese Fälle werden in Kapitel 4 näher untersucht werden.
Dies gilt unter der Annahme, daß keine weitergehenden (strategischen) Effekte wie beispielsweise politischer Druck der Nachbarländer berücksichtigt werden. Ferner lassen sich grenzüberschreitende externe Effekte nach einseitigen und reziproken Extemalitäten unterscheiden (bei letzteren ist jedes der betrachteten Länder sowohl Verursacher als auch Geschädigter der grenzüberschreitenden Emissionen, vgl. Althammer (1998), S. 3–6).
Für eine prägnante Darstellung der wesentlichen Elemente der neuen Außenhandelstheorie und der strategischen Handelspolitik vgl. Küsters (1994), S. 119–122.
In der politischen Diskussion jedoch ist diese Art der Argumentation nicht zwingend mit unvollkommener Konkurrenz verknüpft, weil dort Arbeitsplatzargumente eine dominierende Rolle spielen (vgl. Hoel (1997b), S. 255).
Für das Beispiel der Umweltkonferenz von Rio 1992 vgl. Schmidt (1998), S. 441–442. Für die Klimakonferenz in Kyoto 1998 beispielsweise wird demgegenüber ein etwas höherer Grad an Verbindlichkeit konstatiert (vgl. Schmidt (1998), S. 443). delsintensive Sektoren begünstigt, so daß die Last der Emissionsvermeidung vor allem von den Sektoren getragen wird, die Güter fir den heimischen Markt produzieren (vgl. Hoel (1997a), S. 201–202).
Vgl. Franke (1996), S. 18. Im Zusammenhang der Nord-Süd-Problematik wird hierbei auch von „Öko-Imperialismus“ gesprochen (vgl. Althammer (1998), S. 231).
Hierfür sind wiederum die erwähnten Faktoren divergierender Ausstattung mit Umweltgütern, sowie unterschiedlicher Umweltpräferenzen und Vermeidungskosten verantwortlich. Eine Unterinternalisierung der globalen Schadenskosten, die nur dadurch zustande kommt, daß die inländischen Schadenskosten anstelle der gesamten Schadenskosten internalisiert werden, wird in der Regel nicht als Ökodumping bezeichnet (vgl. Rauscher (1994), S. 824).
Vgl. Helm (1995), S. 69–75. Eine weitere Erklärung aus der Theorie der Interessengruppen besagt, daß die Umweltschädiger — etwa aufgrund ihrer geringeren Anzahl — ihre Präferenzen leichter mit Hilfe von Lobbyarbeit durchsetzen können, als dies bei den Geschädigten der Fall ist (vgl. Rau-scher (1994), S. 835–838). Zudem hat sich eine eigene „Neue Politische Ökonomie des Protektionismus“ entwickelt, die sich mit der Frage beschäftigt, welche Branchen eine Präferenz für Protektionismus — auch durch umweltpolitische Regelungen — haben und auf welche Weise sie diese Präferenz gegenüber anderen Branchen und Interessengruppen durchsetzen können (vgl. Helm (1995), S. 70–71). Grossman/Helpman (1996) kommen hierbei zu der Schlußfolgerung, daß insbesondere im Niedergang befmdliche „sunset industries” einen Anreiz zur Ausübung von Druck haben und auf diese Weise das langfristige Wirtschaftswachstum behindern (vgl. Grossman/Helpman (1996), S. 801–802). Svensson (1998) untersucht F&E-Subventionen anhand eines ökonometrischen Modells für 13 OECD-Länder und kommt zu dem Schluß, daß sich signifikant positive Zusammenhänge zwischen der Subventionierung eines Sektors und den Merkmalen „niedergehende Industrien“, Faktorentlohnung Arbeit, Arbeitsintensität und Technologieniveau nachweisen lassen. Diese Ergebnisse fiihrt er vor allem auf politischen Druck zurück (vgl. Svensson (1998), S. 267–270).
Die zur Diskussion von Kooperationslösungen im Umweltschutz verwendeten Modelle entstammen in der Regel diesem Zweig der Spieltheorie. Im Rahmen der kooperativen Spieltheorie kann demgegenüber z.B. das Konzept der Nash-Verhandlungslösung verwendet werden. Hierbei handelt es sich jedoch um ein axiomatisches Konzept mit Schwerpunkt auf dem Nutzen von Kooperationslösungen, während das Problem des Zustandekommens bzw. der Stabilität (des „self-enforcing“) nicht thematisiert wird. Zum Konzept der Nash-Verhandlungslösung bei Umweltschutz-Kooperationen vgl. Weimann (1995), S. 145–146 und Krumm (1995), S. 142–159. Althammer (1998) diskutiert die Hauptunterschiede zwischen axiomatischen und strategischen Verhandlungslösungen (vgl. Althammer (1998), S. 56–63).
Vgl. Carraro (1998), S. 2. Handelt es sich nicht um einen Globalschadstoff, so ist für die Profitabilität einer Kooperation auch die Abgrenzung nach einseitigen bzw. reziproken Externalitäten von Bedeutung. Bei einseitigen Extemalitäten gewinnt das Profitabilitätsproblem an Relevanz (vgl. Althammer (1998), S. 3–6).
Zu diesem Begriff— der auch unter dem Stichwort „Kaldor-Hicks-Kriterium“ diskutiert wird — vgl. van Suntum (1986), S. 41–50. Weiterhin existiert das angesprochene Problem auch, wenn die kosteneffiziente Erreichung eines politisch fixierten Umweltziels angestrebt wird. In diesem Zusammenhang wird beispielsweise — insbesondere im Hinblick auf globale Umweltprobleme — eine internationale Zertifikatelösung diskutiert, die für einzelne Länder durchaus nachteilig sein kann. — etwa, wenn diese Produktion und Emissionen ausweiten möchten und Zertifikate zukaufen müssen. Zur internationalen Zertifikatelösung und deren Problemen vgl. Driesen (1998).
Hoel/Schneider (1997) beschäftigen sich ausführlich mit dem Problem der Koalitionsbildung unter Einbeziehung von Transferzahlungen und identifizieren einen „disincentive effect“ solcher Zahlungen für den Fall, daß eine Gruppe von kooperierenden Ländern einen Transfer an nichtkooperierende Länder leistet, um diese zur Emissionsreduktion zu bewegen. Durch die Aussicht auf den Transfer könnte der Anreiz zum Koalitionsbeitritt geschwächt werden, so daß sogar ein Anstieg der Gesamtemissionen möglich ist (vgl. Hod/Schneider (1997), S. 165–167). Zur Stabilisierung von Koalitionen unter Einbeziehung von Transfers werden verschieden Mechanismen — wie etwa eine periodische anstelle der einmaligen Auszahlung des Transfers — diskutiert (vgl. Heister (1997), S. 270–275).
Vgl. Carraro (1998), S. 5. Weimann (1995) weist — ohne eine Notwendigkeit von Transfers zu erwähnen — darauf hin, daß bei internationalen Umweltproblemen in der Regel von der Erfiillung der Profitabilitätsbedingung ausgegangen werden kann (vgl. Weimann (1995), S. 150).
Für einen Überblick zum Stabilitätsproblem von Koalitionen vgl. Weimann (1995), S. 150–162.
Die Problematik einer großen Zahl betrachteter Lander wird auch in der praxisbezogenen Kooperations-Literatur gesehen. Neben der erwähnten Begründung wird hierfür auch verantwortlich gemacht, daß die Ausübung von Druck auf potentielle Trittbrettfahrer schwieriger wird (vgl. Schmidt (1996), S. 469) und die Transaktionskosten (Verhandlungskosten) steigen (vgl. Congleton (1994), S. B. Weiterhin ist die vergleichsweise geringen Größe stabiler Koalitionen ein Standardresultat der Kooperations-Literatur (vgl. Carraro (1998), S. 16).
Diese läßt sich auch in die interne (Teilnehmerländer verzichten auf die Trittbrettfahrer-Option) und die externe Stabilität (Nichtteilnehmer verzichten auf einen möglichen Beitritt) zerlegen (vgl. Weimann (1995), S. 154).
Diese Annahme wird aufgrund des staatlichen Souveränitätsprinzips auch als für die Realität plausibel bezeichnet (vgl. Weimann (1995), S. 150–151).
Barrett (1998) hält die Unterscheidung nach diesen beiden Aspekten der Stabilitätsbedingung für bedeutsam, während andere Autoren nicht danach differenzieren und davon ausgehen, daß nach einem Beitritt zur einer Koalition die eingegangene Verpflichtung auch erfüllt werden muß (vgl. Barrett (1998), S. 5). Carraro (1998) beispielsweise vermischt Elemente der nichtkooperativen und der kooperativen Spieltheorie, in dem er annimmt, daß zunächst nichtkooperativ über die Koalitionsbildung entschieden wird und in der nächsten Spielstufe die Koalitionäre als Einheit handeln (vgl. Carraro (1998), S. 4).
Eine höhere Bereitschaft zur Kooperation wird bei Modellen mit mehrstufigen oder wiederholten Spielen konstatiert. Bei diesen Spielen wird der Verhandlungsprozeß in mehrere Teile aufgeteilt bzw. die Annahme verwendet, daß regelmäßig neu über die Emissionsvermeidung verhandelt wird. In diesen Fällen kann es sich günstig für das Verhandlungsergebnis auswirken, daß einzelne Lander einen Anreiz zur Bildung einer kooperativen Reputation haben, um die Erfolgswahrscheinlichkeit zukünftiger Verhandlungen zu erhöhen (vgl. Congleton (1994), S. 10–12). Barrett (1998) beschäftigt sich ausführlich mit wiederholten Spielen bei Umweltkooperationen und weist darauf hin, daß die größere Stabilität ein Standardergebnis der Kooperations-Literatur darstellt (vgl. Barrett (1998), S. 1).
Vgl. Heister (1997), S. 28. Bei einer größeren Zahl betroffener Akteure spricht man jedoch statt von einem Gefangenendilemma häufig von einem sozialen Dilemma („tragedy of the commons“). Zu sozialen Dilemmata vgl. Weimann (1995), S. 66–74.
Vgl. Krumm (1996), S. 8–9. Zum Konzept des chicken game vgl. auch Fudenberg/Tirole (1991), S. 18–19. Ecchia/Mariotti (1998) unterscheiden für den Fall von mehr als zwei Ländern ein „starkes“ und ein „schwaches” chicken game. Im starken chicken game wird ein Land nur dann trittbrettfahren, wenn sich alle anderen kooperativ verhalten, während beim schwachen chicken game bereits ein umweltschützendes Land ausreicht, um alle anderen zur Wahl der Trittbrettfahrer-strategie zu veranlassen. In letzterem Fall ist eine Verhandlungslösung daher von besonders großem Nutzen, das Problem deren Stabilität aber auch besonders relevant (vgl. Ecchia/Mariotti (1998), S. 576–579).
Krumm (1996) nimmt jedoch an, daß die chicken-Konstellation die Ausnahme sein dürfte und daß internationale Umweltprobleme eher mit Hilfe des Gefangenendilemmas charakterisiert werden können (vgl. Krumm (1996), S. 9). Von anderer Seite wird jedoch darauf hingewiesen, daß kooperatives Verhalten häufig zu beobachten ist, so daß keineswegs von der Allgemeingültigkeit des Gefangenendilemmas ausgegangen werden kann (vgl. Weimann (1995), S. 164).
Vgl. Karp/Sacheti (1998), S. 12–19. Dies ist natürlich vor allem dann plausibel, wenn sich die Umweltqualität infolge der Kooperation tatsächlich verbessert und nicht nur deren weitere Verschlechterung gedämpft wird.
Karp/Sacheti (1998) sprechen davon, daß in diesem Fall die umweltpolitischen Entscheidungen der Länder die Form von strategischen Substituten annehmen (die Emissions-Reaktionsfunktionen fallen, vgl. Karp/Sacheti (1998), S. 12–13).
Vgl. Barrett (1993), S. 164. Ein weiteres Gegenargument zur leakage-Problematik findet sich bei Botteon/Carraro (1998): Zwar steigt der Trittbrettfahreranreiz mit dem leakage-Effekt, auf der anderen Seite jedoch steigt auch die Profitabilität großer Koalitionen, so daß die Wahrscheinlichkeit zur Bildung einer großen Koalition durch den Effekt auch erhöht werden könnte (vgl. Botteon/Carraro (1998), S. 8–9).
Als Beispiel für eine solche Verbindung von Verträgen kann das Vertragssystem der Europäischen Union betrachtet werden (vgl. Congleton (1994), S. 11).
Hierbei stellt das Umweltabkommen einen Vertrag zur gemeinsamen Erstellung eines Gutes dar, von dessen Nutzung niemand ausgeschlossen werden kann (öffentliches Gut), während ein F&EAbkommen gleichzeitig den Zugang zu einem „Clubgut“ regelt, dessen Produktion zwar mit einem positiven externen Effekt verbunden ist, wobei ein Ausschluß von der Nutzung aber grundsätzlich möglich ist. Der Nutzen dieses Zugangs soll den Trittbrettfahreranreiz überkompensieren (vgl. Carraro/Siniscalco (1998), S. 566).
Daher wird durch die Verwendung von issue linkages der positive monotone Zusammenhang zwischen Teilnehmerzahl und der Auszahlung jedes Landes, welcher sich andernfalls bei einem Umweltschutzabkommen ergäbe, zerstört (vgl. Carraro/Siniscalco (1998), S. 566–567).
Kulessa unterscheidet hier Handelssanktionen, die entweder an dem umweltverschmutzenden Gut selbst ansetzen und „Handelssanktionen im engeren Sinne“, die den gesamten Außenhandel eines Landes betreffen (vgl. Kulessa (1995), S. 198). Barrett (1997) beschäftigt sich ausführlich mit der Frage von „trade sanctions”, deren Ziel in einer Erhöhung der Bereitschaft zur umweltpolitischen Kooperation liegt. Ein Beispiel, bei dem die Option solcher Sanktionen in einen Umwelt-Kooperationsvertrag integriert wurde, stellt das Montrealer Protokoll zum Schutz der Ozonschicht dar (vgl. Barrett (1997), S. 346). Dieser Kooperationsvertrag kommt zudem einer vollständigen, alle Länder umfassenden, Kooperation recht nahe (vgl. Barrett (1998), S. 9). Sehr ausführlich beschäftigt sich auch Heister (1997) mit verschiedenen Arten von Sanktionen (vgl. Heister (1997), S. 126–246).
Vgl. Carraro/Siniscalco (1998), S. 566. Das Problem der Glaubwürdigkeit von Sanktionen wird auch von Heister (1997) diskutiert (vgl. Heister (1997), S. 145–147). Ein Problem liegt auch darin, daß die Möglichkeit von Handelssanktionen zur Erreichung protektionistischer Ziele mißbraucht werden könnte (vgl. Barrett (1997), S. 359). Ein weiterer Mechanismus, um die Stabilität von Koalitionen zu erhöhen, liegt ferner darin, die Koalition nur dann zu ratifizieren, falls eine Mindestteilnehmerzahl zustandekommt. Die Drohung, die Koalition scheitern zu lassen, könnte sich jedoch als unglaubwürdig (nicht teilspielperfekt) erweisen (vgl. Weimann (1995), S. 156–157).
Eine Harmonisierung behindert somit die Ausnutzung komparativer Vorteile durch Länder mit hoher Umweltausstattung. Handelt es sich bei den Ländern mit reichhaltiger Umweltausstattung um große Länder, so könnten diese jedoch einen Anreiz für eine strikte Umweltpolitik haben, um dadurch ihre terms of trade zu verbessern (vgl. Niedenthal (1998), S. 107). Ein Argument, das trotz der genannten Probleme für eine Kooperation durch die Harmonisierung von Standards sprechen könnte, liegt dann vor, wenn mit Hilfe der Harmonisierung der Einfluß von Interessengruppen, welche ihre Partikularinteressen durchsetzen möchten, eingeschränkt werden kann (vgl. A. Ulph (1998), S. 14–18). Eine Kompromißlösung mit dem Ziel der Einschränkung des Ökodumping könnte ferner in der Festlegung von Mindeststandards liegen, welche von umweltbewußteren Ländern überschritten werden dürfen (vgl. Esty (1994), S. 162–163).
So argumentiert Hoel (1997b), daß in diesem Fall ein Alleingang der Kooperation (Harmonisierung) vorzuziehen sein könnte (vgl. Hoel (1997b), S. 258).
So spricht sich beispielsweise Feess (1996), S. 313, für die Schaffung einer internationalen Umweltbehörde mit starken Entscheidungsbefugnissen aus.
Ecchia/Mariotti (1998) beschäftigen sich ausführlich mit diesem Problem und kommen zu der Schlußfolgerung, daß es sich hierbei um einen vielversprechenden Ansatz handelt, der zur Erreichung superiorer Nash-Gleichgewichte beitragen kann (vgl. Ecchia/Mariotti (1998), S. 580–581).
Vgl. Congleton (1994), S. 14. Neben dieser Vertragsform und den eigentlichen „substantial treaties“, deren Ziel in einer verbindlichen Emissionsreduktion liegt, identifiziert er eine dritte Vertragsform, die der „symbolic treaties”. Diese sind mit unverbindlichen Absichtserklärungen gleichzusetzen, mit deren Hilfe die spätere Erreichung substantieller Verträge erleichtert werden soll, die aber auch nur dazu dienen könnten, Umweltschutz-Interessengruppen zufriedenzustellen, ohne substantielle Ergebnisse nach sich zu ziehen (vgl. Congleton (1994), S. 4–9).
Für eine sehr ausführliche Beschreibung dieses Ansatzes vgl. Esty (1994), insbesondere Kapitel 9.
Vgl. Franke (1996), S. 21. Ziegler (1995) teilt die Kritikpunkte am GATT in drei Kategorien ein: die Beschränkung der Souveränität der nationalen Umweltpolitik, Widersprüche zwischen GATT und internationalen Umweltabkommen sowie die mangelnde Berücksichtigung der Umwelt innerhalb des GATT (vgl. Ziegler (1995), S. 1–2). Zu den „institutionellen Beschränkungen der Umweltpolitik im Rahmen des GATT-WTO-Regimes“ vgl. auch Althammer (1998), S. 220–233.
Vgl. Franke (1996), S. 21. Könnten inländische Prozeßstandards auch auf ausländische Güter angewendet werden, so hätte dies zwei Vorteile: zum einen würde die Ökodumping-Option exportierender Länder eingeschränkt werden, zum anderen könnten umweltbewußtere Länder striktere Standards festsetzen, ohne Wettbewerbsnachteile für die heimische Industrie — oder gar die Abwanderung von Betrieben — befirchten zu müssen (vgl. Niedenthal (1998), S. 108).
Dies wurde — wie etwa im bekannten Thunfisch-Delphin-Fall — generell als unzulässig erachtet (vgl. Helm (1995), S. 80–83).
Für einen Überblick über Umweltschutzabkommen, die Handelssanktionen vorsehen vgl. Ziegler (1995), S. 16–18.
Vgl. Helm (1995), S. 123–126. Zum Problem der Interdependenz von GATT und Umweltschutzabkommen vgl. Esty (1994), S. 218–220.
Vgl. hierzu die ausführliche Darstellung von Esty (1994), S. 205–241.
So beispielsweise von Helm (1996), S. 104 und Esty (1994), S. 220. Um so mehr gilt diese Forderung fir den Fall globaler Umweltprobleme (vgl. Franke (1996), S. 22).
So beispielsweise von Feess (1996), S. 312–313. Weitere Reformvorschläge liegen in einer stärkeren Verankerung des Vorsorgeprinzips im GATT, vgl. Helm (1995), S. 137–138, und in der Schaffung einer „green round agenda“, mit deren Hilfe umwelt- und handelspolitische Zielsetzungen eindeutiger gegeneinander abgegrenzt werden sollen (vgl. Esty (1994), S. 206).
Eine Definition, die dieser dynamischen Betrachtungsweise etwas näher kommt, lautet: „Environmental regulations that are more stringent (or are imposed earlier) than those faced by their competitors in other countries.“ (Porter/v.d. Linde (1995a), S. 98).
In der vorliegenden Arbeit macht die Verwendung des Begriffs Vorreiterrolle mehr Sinn als der des nationalen Alleingangs, da bei den zu betrachtenden Modellen die strategische Interdependenz der umweltpolitischen Entscheidungen verschiedener Länder eine große Rolle spielen wird. Diesem Zusammenhang kann der Begriff des Alleingangs offenbar nicht gerecht werden.
Krumm jedoch definiert eine egoistische Selbstbindung — anders als dies hier, im Rahmen der Diskussion einer Vorreiterrolle, verstanden werden soll — als eine Maßnahme, die es einem Land erlaubt, sich einer umweltpolitischen Vorreiterrolle entziehen zu können (vgl. Krumm (1995), S. 138).
Die wesentliche Eigenschaft marktkonformer Instrumente im Vergleich zu den nicht-marktkonformen Instrumenten (vor allem Auflagen) besteht darin, Emissionen Knappheitspreise zuzuordnen, so daß deren Allokation (bzw. Vermeidung) auf effiziente Weise unter den Unternehmen aufgeteilt wird (vgl. Siebert (1995), S. 129–130). Für einen Überblick zu marktkonformen bzw. marktorientierten Instrumenten vgl. Wicke (1993), S. 421–436.
Eine solche instrumentenbezogene Vorreiterrolle wird beispielsweise für die USA und ihre „Emission Trading Policy“, d.h. für die Anwendung sogenannter Kompensationslösungen (ähnlich der Zertifikatelösung), konstatiert (vgl. Jochimsen/Kirchgässner (1995), S. 623).
Eine Variante dieses Ansatzes bei grenzüberschreitender Umweltverschmutzung liegt in der Förderung des Technologietransfers in andere umweltverschmutzende Länder. Stranlund (1996) diskutiert diese Frage anhand eines asymmetrischen Zweiländer-Modells. Er zeigt Konstellationen auf, bei denen ein kostenloser Technologietransfer die Wohlfahrt des fortschrittlicheren Geberlandes erhöhen kann (vgl. Stranlund (1996), S. 15).
Diese Form der Vorreiterrolle ist besonders für kleinere Länder, die keinen signifikanten direkten Umweltschutzbeitrag hinsichtlich internationaler Umweltprobleme leisten können, interessant (vgl. Jochimsen/Kirchgässner (1995), S. 624–627).
Dieses Kriterium — die Internalisierung des externen Effekts über das Pigou-Niveau hinaus (t > GSKI) — ist m der modelltheoretischen Literatur relativ häufig als Indikator einer Vorreiterrolle anzutreffen (so etwa bei Stähler (1998a), S. 10). Ein Vorteil des Kriteriums liegt bei grenzüberschreitenden externen Effekten (GSKG > GSKI) darin, daß die Vorreiterdefinition erst dann erfüllt ist, wenn zumindest ein Teil der grenzüberschreitenden Schadenskosten internalisiert wird.
Die relative Schärfe der Umweltpolitik kann hierbei etwa durch einen Vergleich des Steuersatzes mit den GSKI ermittelt werden. Dynamische Schärfe steht für das Ausmaß der Verschärfung der Umweltpolitik in einem bestimmten Zeitraum.
So beispielsweise van Beers/van den Bergh (1997). Die Autoren entwickeln einen Output-orientierten „stringency indicator“ durch ungewichtete Aggregation der relativen Position der betrachteten Lander im Hinblick auf: den Prozentsatz geschützter Flächen, den Marktanteil von bleifreiem Benzin, die Recycling-Quoten von Glas und Papier, den Anteil der an die Abwasseraufbereitung angeschlossenen Bevölkerung, die Energieintensität des Sozialprodukts im Basisjahr 1980 und die Entwicklung der Energieintensität zwischen 1980 und 1991 (vgl. van Beers/van den Bergh (1997), S. 34–35). Einen alternativen Ansatz für die nationale Ebene verwendet Hemmelskamp (1998), S. 10–12. Hierbei wird ein branchenspezifischer Indikator anhand einer Befragung der Industrie- und Handelskammern nach der Betroffenheit unterschiedlicher Branchen durch die Umweltpolitik bestimmt.
In den letzten Jahren ist jedoch ein Trend in Richtung der Totalanalyse erkennbar (Untersuchung der makroökonomischen Auswirkungen der Umweltpolitik, vgl. Ligthart (1998), S. 4).
Grundsätzlich steht hierbei in der wissenschaftlichen und politischen Diskussion die Vorreiterrolle einzelner Lander im Vordergrund, wobei eine Vorreiterrolle im weiteren Sinne jedoch auch für den Fall einer Kooperation einiger weniger gleichgesinnter Länder identifiziert werden könnte (vgl. Hoel (1991), S. 56). Die Diskussion einer solchen Vorgehensweise mehrerer Lander unter dem Stichwort „Vorreiterrolle“ macht insbesondere dann Sinn, wenn die Interessen dieser Länder so homogen sind bzw. die Kooperationsbereitschaft so groß ist, daß sich Stabilitätsproblem innerhalb der Koalition nicht stellt.
Man könnte in diesem Fall — besonders, wenn es sich um einen Nachzug handelt, der durch das Vorreiten induziert wird — von einer „impliziten Kooperationslösung“ sprechen, welche ohne einen expliziten Kooperationsvertrag zustandekommt. Hoel (1991) bezeichnet diesen Zusammenhang als „tacit cooperative behaviour” (vgl. Hoel (1991), S. 69).
Vgl. Porter/v.d. Linde (1995a), S. 98. Dieser Zusammenhang soll in Abschnitt 2.3 ausfiihrlicher diskutiert werden. Marktanteilsgewinne für die betroffene Industrie können entstehen, sofern umwelttechnischer Fortschritt — beispielsweise bei energiesparenden Innovationen — zu einem Rückgang der variablen Produktionskosten führt, so daß das Unternehmen seinen Preis senken kann. In Kapitel 4 werden Modelle diskutiert werden, die daraus eine Wohlfahrtssteigerung für ein Vorreiterland, in einigen Fällen sogar zunehmende Gewinne bei den betroffenen Unternehmen, herleiten können.
Hierbei verwendet er für das Verhandlungsspiel das Instrument der Nash-Verhandlungslösung aus der kooperativen Spieltheorie (vgl. Hod (1991), S. 61).
Es liegen also fallende Emissions-Reaktionsfunktionen vor; die Umweltpolitik der betrachteten Länder ist strategisch substitutiv (vgl. dazu auch die Erläuterungen von Weimann (1995), S. 143149). Hod zeigt, daß das Ergebnis höherer Gesamtemissionen im Vergleich zur Ausgangssituation insbesondere dann eintritt, wenn — etwa aufgrund asymmetrischer Informationen über die Kosten und Nutzen der Umweltkooperation — die Kooperationslösung auf proportionale oder absolut gleiche Emissionsreduktionen beschränkt ist und wenn die Grenzvermeidungskosten des Vorreiterlandes im Vergleich zum Ausland einen stark steigenden Verlauf haben (vgl. Hoel (1991), S. 63–64).
In diesem Fall steigt die Gesamtvermeidung zwar, aber das Vorreiterland erleidet stets einen Wohlfahrtsverlust (vgl. Hoel (1991), S. 57–60).
In diesem Fall ergibt sich ebenfalls ein Wohlfahrtsverlust für das Vorreiterland. Die Auswirkungen auf die Gesamtvermeidung und auf die gemeinsame Wohlfahrt sind jedoch ambivalent (vgl. Hod (1991), S. 60–64).
Vgl. Hoel (1991), S. 69. Ein empirisches Gegenbeispiel zu Hoel, bei dem die Übererfüllung eines Abkommens — im Sinne einer vorzeitigen Erfüllung — offenbar positiv für die Vorreiterländer war, soll in Abschnitt 2.4 diskutiert werden.
Diese Ansicht wird beispielsweise von Oates/Palmer/Portney (1993) vertreten (vgl. Oates/Palmer/Portney (1993), S. 24).
Vgl. Porter (1991), S. 96. Dem Umweltnutzen der Umweltpolitik schenkt Porter demgegenüber nur geringe Beachtung. Stattdessen betont Porter, daß er sich auf die Kostenseite von Innovationen konzentriert bzw. auf den Vorteil, den die Vorreiterrolle fir die Industrie mit sich bringt (vgl. Porter/v.d. Linde (1995a), S. 98). An dieser Vorgehensweise wird kritisiert, daß sie mögliche Rückwirkungen der Umweltqualität auf die Wettbewerbsfähigkeit inländischer Unternehmen vernachlässigt, d.h. Umweltnutzen und die Auswirkungen auf die Wettbewerbsfähigkeit seien nicht so klar voneinander zu trennen, wie Porters Argumentation suggeriert (vgl. Stewart (1993), S. 2082).
So wird Porters Argumentation vorgeworfen, „konzeptionell nicht in der Lage zu sein, die Zusammenhänge und Abhängigkeiten zwischen den einzelnen Determinanten (der Wettbewerbsfähigkeit; GT) zu erklären.“ (Berg/Holtbrügge (1997), S. 201). Ein weiterer Kritikpunkt lautet, daß Porter bei seiner Aufzählung der Bestimmungsfaktoren keine Gewichtung hinsichtlich deren Bedeutung vornimmt (vgl. O”Shaughnessy (1996), S. 13)
Die Unterscheidung nach diesen Mechanismen findet sich bei Porter nicht explizit, wohl aber beispielsweise bei Xepapadeas/de Zeeuw (1998), S. 2–3 und bei Stewart (1993), wobei dieser nur den ersten der beiden folgenden Mechanismen der Porter-Hypothese zuordnet (vgl. Stewart (1993), S. 2079–2082).
Vgl. Stewart (1993), S. 2079–2080. Unter „race to the top“ wird an anderer Stelle jedoch auch verstanden, daß sich verschiedene Länder aufgrund von first mover-Vorteilen — oder, um Unternehmen entsprechend der „not in my backyard policy” zu verdrängen — in ihren Standards gegenseitig überbieten (vgl. Niedenthal (1998), S. 108).
Die Vorteilhaftigkeit umweltbewußter Konsumenten für Exporterfolge der Umweltschutzindustrie wird beispielsweise auch von Fagerberg (1995), S. 254–255, hervorgehoben.
Diese Feststellung laßt sich beispielsweise aus Porters empirischen Beispielen herleiten, bei denen technologische first mover-Vorteile weniger stark akzentuiert werden (vgl. Porter/v.d. Linde (1995a), S. 100–104).
Gegenbeispiele stellen die Veröffentlichungen von Palmer und verschiedenen Ko-Autoren dar, welche den Mechanismus der technologischen Vorreiterrolle zwar erwähnen, sich bei der Diskussion der Porter-Hypothese aber auf den nun folgenden Mechanismus der „innovation offsets“ konzentrieren (vgl. beispielsweise Oates/Palmer/Portney (1993), S. 5).
Vgl. Porter (1991), S. 96. Als vollständiger offset kann auch die Situation betrachtet werden, bei der Unternehmen nur aufgrund der Zahlung einer Emissionssteuer schlechter gestellt werden als vor der Verschärfung der Umweltpolitik, da die Steuer aus makroökonomischer Sicht nur einen Transfer von den Unternehmen zur Umweltbehörde darstellt. Esty und Porter (1998) bezeichnen diese Art von Kosten aus Unternehmenssicht als „regulatory costs“ (vgl. Esty/Porter (1998), S. 38). Auf der anderen Seite ist diese Einordnung nicht unproblematisch, da es sich aus Sicht der Unternehmen nicht um einen vollständigen offset handeln würde.
Zuweilen werden auch die Begriffe „free lunch” (vollständige Kompensation der Kosten) und „paid lunch“ (Überkompensation) unterschieden (vgl. Palmer/Oates/Portney (1995), S. 120).
Dieser Aspekt ist in der Literatur bislang offenbar kaum diskutiert worden. Eine Ausnahme stellen Palmer und Simpson mit ihrer Porter-Kritik dar: „If a country realizes a competitive advantage by quickly adopting environmental standards stricter than those of its industrial rivals, does the opposite conclusion — that a country would benefit if its industrial rivals slowly adopted tough standards — follow?“ (Palmer/Simpson (1993), S. 21). Im Fall der Entwicklung des umwelttechnischen Fortschritts durch das umweltverschmutzende Unternehmen selbst, stellt sich dieses Problem jedoch so nicht — die Überkompensation der Mehrkosten könnte erst durch den Auslandsnachzug und den Verkauf der Technologie an ausländische Unternehmen wirksam werden. Dieser Fall stellt eine Mischform zwischen dem ersten und dem zweiten Mechanismus der Porter-Hypothese dar.
Vgl. Porter/v.d. Linde (1995a), S. 98. Handelt es sich bei der einzuführenden „green technology“ um eine Produktinnovation oder um eine Prozeßinnovation, die von altruistischen Konsumenten als Produktinnovation wahrgenommen wird, so ergibt sich wiederum ein innovation offset aus den Preisprämien, die die Konsumenten zu zahlen bereit sind (vgl. Porter/v.d. Linde (1995b), S. 127).
Vgl. Porter/v.d. Linde (1995b), S. 127. Unter der Annahme, daß eine nachfolgende Innovation durch ausländische Unternehmen Zeit benötigt, dauert der Kostenvorteil der Inlandsunternehmen so lange an, bis die neue Technologie international diffundiert ist.
Ein wesentliches Merkmal beider Arten von Gütern ist das Nichtausschlußprinzip, so daß für deren Nutzung kein Preis erhoben werden kann. Anders als bei öffentlichen Gütern existiert bei Allmende-Gütern jedoch eine Rivalität im Konsum (vgl. Endres (1985), S. 155–156). An anderer Stelle wird statt dem Begriff „Allmende-Güter“ auch „common pool resources” verwendet (vgl. Althammer (1998), S. 119).
Porter/v.d. Linde betrachten daher Umweltverschmutzung als einen geeigneten Indikator für fehlerhafte Produkte und Produktionsprozesse (vgl. Porter/v.d. Linde (1995b), S. 122).
Vgl. Porter/v.d. Linde (1995b), S. 120–122. Letzterer Kostenfaktor wird von Porter/v.d. Linde auch als „versteckte Kosten der Ressourcenineffizienz“ bezeichnet (vgl. Porter/v.d. Linde (1995a), S. 105).
Zur Problematik einer sich am „Stand der Technik“ orientierenden Umweltpolitik vgl. Endres (1988).
Eine ineffiziente, nicht-marktorientierte Umweltpolitik wird den USA auch durch Heaton und Banks bescheinigt (vgl. Heaton/Banks (1997), S. 23–25). Von anderer Seite wird jedoch konstatiert, daß marktorientierte Instrumente in den USA bereits weiter verbreitet als in den meisten anderen Ländern sind (vgl. Palmer/Oates/Portney (1995), S. 129).
Vgl. Stähler (1998a), S. 10. Eine ähnliche Definition findet sich auch bei Oates/Palmer/Portney (1993), S. 5.
Eine Definition, die dem recht nahe kommt, wird von Simpson/Bradford (1996), S. 283 verwendet. Die Autoren sehen die Porter-Hypothese als erfüllt an, sofern die produzierenden Unternehmen durch die strikte Umweltpolitik an Wettbewerbsfähigkeit gewinnen (d.h. die variablen Produktionskosten fallen). Daß der Rückgang der Produktionskosten die Investitionskosten der neuen Technologie (über-) kompensiert, ist keine Anforderung dieser Definition. Die beiden letztgenannten Definitionen sind für die modelltheoretischen Betrachtungen des dritten bis fünften Kapitels von Bedeutung.
Er plädiert daher auch für eine Vorreiterrolle im Sinne des Einsatzes neuartiger Instrumente. Die Präferenz Porters für innovationsfreundliche bzw. marktkonforme Instrumente wird auch von zahlreichen anderen Autoren geteilt, so beispielsweise von Repetto (1995), S. 1. In Kapitel 3 wird die Frage der Innovationsfreundlichkeit umweltpolitischer Instrumente („dynamische Anreizwirkung“) ausführlicher diskutiert.
So konstatiert er beispielsweise, daß oftmals Länder mit strikten Umweltschutzbestimmungen Exporterfolge sowohl bei den betroffenen umweltverschmutzenden Gütern als auch bei Umweltschutztechnologie aufweisen, ohne für diese Lander den Einsatz besonders „fortschrittlicher“ Instrumente in Anspruch zu nehmen (vgl. Porter (1991), S. 96).
Zu ihren „Prinzipien einer innovationsfreundlichen Umweltpolitik“ vgl. Porter/v.d. Linde (1995a), S. 110–114. Neben den umweltpolitischen Empfehlungen appelliert Porter ferner auch direkt an die Unternehmen, von ihrer statischen Sichtweise abzukommen und zu einem „industrial ecology thinking” überzugehen; besonders ausführlich werden seine Empfehlungen an die Unternehmen in Esty/Porter (1998) dargestellt.
Weiterhin werden auch Instrumente, die nicht an den Unternehmen, sondern an den Konsumenten ansetzen empfohlen, so daß sich durch Nachfragedruck eine indirekte Auswirkung auf die Unternehmen (Innovationsanreiz) ergibt (vgl. Porter/v.d. Linde (19956), S. 127).
Zur Abgrenzung von integrierten und nachgelagerten Umweltschutztechnologien vgl. von Hauff (1998a), S. 78–79.
Empirische Beispiele fir sehr kurze Amortisationszeiten von umweltpolitikbedingten Innovationen finden sich bei Porter/v.d. Linde (1995a), S. 103–104.
„In fact, to succeed, innovation usually requires pressure, necessity and even adversity: the fear of loss often proves more powerful than the hope of gain.“ (Porter (1990a), S. 75).
Porter betrachtet den Druck, den fortschrittliche inländische Konsumenten ausüben, als Frühwarn- system hinsichtlich kommender weltwirtschaftlicher Entwicklungen (vgl. Porter (1990a), S. 89).
Vgl. Porter/v.d. Linde (1995a), S. 100. Diese Aussage findet sich bereits in Porters „Diamant-Ansatz“ der nationalen Wettbewerbsfähigkeit (vgl. Porter (1990a), S. 77–83).
Zur Abgrenzung der „resource based view“ gegen die von Porter vertretene „market based view” vgl. Corsten (1998), S. 11–25.
Statische Nachteile sollen dadurch in dynamische Vorteile umgemünzt werden (vgl. Porter (1990a), S. 78).
Vgl. Porter/v.d. Linde (1995a), S. 114–115. Diese Aussage impliziert offenbar die Annahme eines exogenen Auslandsnachzugs.
So weist beispielsweise bereits Cansier (1979), S. 347–348 darauf hin, daß technischer Fortschritt zugleich umweltfreundlich und produktivitätserhöhend sein kann. Ashford/Ayers/Stone (1985) halten die Überkompensation von Umweltschutzkosten ebenfalls für möglich und plädieren wie Porter für eine innovationsfreundlich ausgestaltete Umweltpolitik (vgl. Ashford/Ayers/Stone (1985), S. 420–422). Eine Fundierung der Porter-Hypothese ließe sich durch diese Aussagen jedoch nur dann herleiten, falls die Unternehmen ohne Umweltpolitik auf eine freiwillige Innovation verzichteten.
Diesen Fall beschreibt Albrecht (1998) für die Vorreiterposition der USA und Dänemarks bei der Vermeidung ozonschädigender Substanzen bei der Produktion von Kühlschränken, wobei in diesem Beispiel zusätzliche Vorteile von Unternehmen der Kapitalgüterindustrie konstatiert werden (vgl. Albrecht (1998), S. 22–24 und Abschnitt 2.4).
Vgl. Porter/v.d. Linde (1995a), S. 100. Dies bedingt jedoch die Annahme, daß keine Kooperation zwischen den umweltverschmutzenden Unternehmen und der Umweltschutzindustrie zustande-kommt, deren Demonstrationseffekt ausreichend hoch ist, um die ausländische Umweltbehörde zu einer strikten Umweltpolitik zu veranlassen.
Vgl. Palmer/Simpson (1993), S. 20–21. Diese Frage wird in Abschnitt 2.3.3.3 weiter vertieft.
Der Aspekt der Vorteilhaftigkeit von technischem Fortschritt aufgrund von Spillover-Effekten wird auch von der Neuen Wachstumstheorie betont (vgl. Kösters (1994), S. 118).
Vgl. beispielsweise Palmer/Oates/Portney (1995), S. 120–121 und Jaffe et al (1995), S. 155. Es gibt jedoch auch Autoren, die die Möglichkeit der Überkompensation einräumen, so z.B. De Canino (1997), S. 23, der die Trägheit der Unternehmen mit deren organisatorischer Ineffizienz begründet. Die Produktion von Unternehmen unterhalb der Produktions-Möglichkeitenkurve wird in der Literatur auch als eine Form der „bounded rationality“ bezeichnet (vgl. im Zusammenhang mit der free lunch-Annahme Oates/Palmer/Portney (1993), S. 16–17). De Canino beispielsweise hält ein derartiges ineffizientes Verhalten von Unternehmen für plausibel und bietet einen Überblick über empirische Studien, welche das Ausmaß des ökonomischen „efficiency gap” untersuchen. Diese Studien ermitteln im Durchschnitt eine Produktion der Unternehmen mit nur 86% Effizienz (vgl. De Canino (1997), S. 16–23). Für einen Überblick zum Konzept der „bounded rationality“ vgl. Conlisk (1996).
It is (…) widely accepted that much un-adopted technology is cost-effective at current prices.“ (Jaffe/Stavin (1994), S. 92).
Das folgende Argument wird von Palmer/Oates/Portney (1995) als zentrale Begründung Porters dafür betrachtet, daß Unternehmen gewinnbringende Innovationsgelegenheiten nicht wahmehmen (vgl. Palmer/Oates/Portney (1995), S. 125).
Vgl. Porter/v.d. Linde (1995b), S. 128. Dies könnte als Widerspruch zur zuvor genannten Aussage betrachtet werden. Andererseits jedoch ist dies nicht zwingend der Fall, sofern die umweltpolitische Instrumentenwahl den Unternehmen die individuelle Anpassung an die Regulierung überläßt.
Weitere Mechanismen, die zum Nichtvorreiten der Inlandsunternehmen trotz potentiell überkompensierender innovation offsets führen, und die auf strategischen/industrieökonomischen Zusammenhängen basieren, werden in Kapitel 4 diskutiert.
Dies könnte beispielsweise dann der Fall sein, wenn die umweltverschmutzenden Unternehmen die neue Technologie selbst entwickeln, die innovation offsets aber erst durch den Verkauf der Technologie ans Ausland vollständig werden.
Vgl. Porter/v.d. Linde (1995a), S. 114. In diesem Fall bestünde strategische Unsicherheit der Inlandsunternehmen hinsichtlich des Innovationsnutzens. Xepapadeas/de Zeeuw (1998), S. 3, sehen einen Nutzenbestandteil der Umweltpolitik in der Reduktion von Unsicherheit der Unternehmen bezüglich des Innovationsnutzens.
Palmer/Oates/Portney (1995) weisen in allgemeinerer Form darauf hin, daß die Vorteilhaftigkeit einer strikten Umweltpolitik durch strategische Interdependenzen zwischen den inländischen Unternehmen begründet werden kann (vgl. Palmer/Oates/Portney (1995), S. 125).
Einen ähnlichen Mechanismus beschreiben Porter/van der Linde (1995a): Wirkt sich eine Innovation — etwa aufgrund von Lemkurveneffekten — erst nach einem gewissen Zeitraum gewinnerhöhend für ein Unternehmen aus, so kann die striktere Umweltpolitik verhindern, daß andere Unternehmen in der Zwischenzeit trittbrettfahren und ihren Marktanteil auf Kosten des innovierenden Unternehmens ausdehnen (vgl. Porter/van der Linde (1995a), S. 100).
Vgl. Palmer/Simpson (1993), S. 21. Ein alternativer Wirkungskanal liegt auch in der Aufklärung der Bürger über die wahren Kosten der Umweltverschmutzung bzw. der Ressourcenineffizienz, die jene beispielsweise in Form von Verpackungskosten tragen müssen (vgl. Porter/v.d. Linde (1995a), S. 99).
Schmutzler verzichtet jedoch auf eine exakte Modellierung der principal-agent-Beziehung hinsichtlich der Entscheidungsmechanismen im Untemehmen und konzentriert sich stattdessen auf eine mögliche Interessendivergenz zwischen Managern und Eigentümern (vgl. Schmutzler (1998), S. 12–14). Überkompensierende innovation offsets hält er insbesondere für den Fall von integrierten, nicht aber end of pipe-Technologien für plausibel (vgl. Schmutzler (1998), S. 14).
Im Sinne von Porter kann dieser Nutzen der Umweltpolitik laut Schmutzler vor allem dann realisiert werden, falls die Umweltbehörde marktkonforme Instrumente einsetzt und die konkrete Anpassung an die Regulierung dem Unternehmen überläßt (vgl. Schmutzler (1998), S. 14–16). Der Autor bewertet seine Ergebnisse nicht als allgemeingültige Unterstützung der Porter-Hypothese, sondern kommt lediglich zu der Schlußfolgerung, daß sie in bestimmten Einzelfällen plausibler sein kann, als ihre Kritiker behaupten (vgl. Schmutzler (1998), S. 20).
Vgl. Berg/Holtbrügge (1997), S. 201. Ferner wird die Vernachlässigung kultureller Besonderheiten einzelner Länder und deren Veränderung im Zeitablauf sowie die Vernachlässigung der besonderen Situation der Entwicklungsländer kritisiert (vgl. O’Shaughnessy (1996), S. 13–14).
Vgl. Krugman (1994), S. 29–30. Hieran kann jedoch kritisiert werden, daß diese Kritik die Auswirkungen politischer Entscheidungen auf die Standortqualität (Aspekt der Kapitalmobilität) vernachlässigt (vgl. dazu Abschnitt 4.3.1).
Vgl. Palmer/Simpson (1993), S. 18. Aus diesen totalanalytisch geprägten Argumenten lat sich eine Kritik an Porters überwiegend partialanalytischer Argumentation ableiten, welche Allgemeine Gleichgewichtseffekte weitgehend vernachlässigt. Hierzu ist zu sagen, daß diese Effekte insbesondere dann eine große Rolle spielen dürften, falls Porters Vorschläge „auf breiter Front“ umgesetzt würden, weniger jedoch, sofern die Verschärfung der Umweltpolitik nur einzelne Branchen beträfe. Zum Problem der Partialanalyse vgl. auch Abschnitt 4.3.1.1.
So erkennen etwa Palmer/Simpson (1993), S. 18, an, daß geringer Wettbewerbsdruck auf Unternehmen zur Nichtrealisierung kostenminimierender Lösungen führen kann. Jaffe/Stavins (1994), die der Porter-Hypothese eher neutral gegenüberstehen, stellen fest, daß die Beobachtung der Nichtrealisierung von kostensenkenden Technologien weitgehend anerkannt ist (vgl. Jaffe/Stavins (1994), S. 92). Die Vorteilhaftigkeit einer strikten Umweltpolitik wird bei von Hauff(1998a), S. 82, betont, während Repetto (1995), S. 1, die Vorteilhaftigkeit der marktkonformen Instrumente für den Innovationsanreiz vertritt.
Neuere Veröffentlichungen sehen dies jedoch für die USA — aufgrund deren neuartiger „emission trading policy“ — etwas anders. Schmalensee et al (1998) diskutieren das 1995 angelaufene emission trading-Programm anhand empirischer Daten und konstatieren einen großen Fortschritt im Vergleich zur „command and control”-Tradition (vgl. Schmalensee et al (1998), S. 55). Die Schwefeldioxidemissionen fielen nach 1995 drastisch (alleine binnen eines Jahres um ein Drittel), wobei knapp die Hälfte der Emissionsvermeidung auf den Einsatz neuer end of pipe-Technologien und der Rest auf Inputsubstitution zurückzuführen ist (vgl. Schmalensee et al (1998), S. 56–61). Die Vermeidungskosten waren generell niedriger als erwartet (vgl. Schmalensee et al (1998), S. 64). Stavins (1998) beurteilt das Programm ähnlich positiv und stellt fest, daß marktkonforme Instrumente nun in das Zentrum des umweltpolitischen Blickfelds gerückt sind (vgl. Stavins (1998), S. 84–85). Auch auf internationaler Ebene ist — aufgrund der in Kyoto 1998 erzielten Vereinbarungen — die Einführung des Emissionshandels (zwischen Staaten) zu erwarten (zu diesen Vereinbarungen vgl. Schmidt (1998), S. 445–446). Driesen (1998) beschäftigt sich ausführlich mit der Ausgestaltung und den Problemen des internationalen Handels mit Emissionsrechten am Beispiel des Klimaproblems.
Die Frage, welche Lander eine Vorreiterposition in der Umweltpolitik einnehmen, wird in der Literatur unterschiedlich beantwortet. So vertreten z.B. Jaffe et al (1995), S. 134, die Auffassung, den USA sei diese Position zuzuschreiben, während Repetto (1995), S. 7, dies eher im Fall Deutschlands für gegeben sieht. Andere Autoren, wie beispielsweise Palmer/Oates/Portney (1995), S. 129, sehen keinen signifikanten Unterschied bei der Schärfe der amerikanischen und der europäischen Umweltpolitik. Verbunden damit ist die Aussage in der Literatur, daß die geringen Unterschiede der umweltpolitischen Niveaus verschiedener Industrieländer ein weiteres Problem für empirische Untersuchungen darstellen, welche die Auswirkungen unterschiedlicher Regulierungsniveaus auf makroökonomische Größen untersuchen wollen (vgl. Scholz/Stähler (1999), S. 95–96). Die derzeit geringe Bedeutung marktkonformer Instrumente in der Umweltpolitik wird beispielsweise auch von Jochimsen/Kirchgässner (1995), S. 623–625, hervorgehoben.
Anders sehen dies beispielsweise Scholz/Stähler (1999), die eine Regulierung der Papier- und papierverarbeitenden Industrien durch ökonomische Instrumente in den skandinavischen Ländern konstatieren und zu dem Schluß kommen, daß weder diese Industrien selbst, noch die dortigen Produzenten von Umweltschutztechnologie von der Vorreiterrolle profitieren konnten (vgl. Scholz/Stähler (1999), S. 123–143). Jedoch läßt sich feststellen, daß die Bedeutung integrierter Umweltschutztechnologien — trotz der nach wie vor gegebenen Dominanz von end of pipe-Technologien — in den 90er Jahren kontinuierlich zugenommen hat (vgl. von Hauff (1998a), S. 81).
Zahlreiche Beispiele aus verschiedenen Ländern finden sich bei Porter/v.d. Linde (1995a), S. 101–104.
So konstatiert Porter für den Bereich der Luftreinhaltung für Deutschland die striktesten Regelungen und erklärt damit Deutschlands Dominanz auf dem Markt für die entsprechende Vermeidungstechnologie (vgl. Porter (1991), S. 96).
Vgl. Palmer/Simpson (1993), S. 20. Schmutzler (1998), S. 4, weist darauf hin, daß durch eine „clevere Auswahl von Fallstudien“ jeglicher Zusammenhang „bewiesen” werden könne.
Vgl. Palmer/Oates/Portney (1995), S. 128. Dementsprechend wird der Markt für Umwelttechnologie auch als Querschnittsmarkt bezeichnet, welcher unterschiedliche Branchen einbezieht (vgl. von Hauff (1998a), S. 79).
So beispielsweise bei Scholz/Stähler (1999), S. 95–96; A. Ulph (1996a), S. 368 und Jaffe et al (1995), S. 157–159. Es lassen sich jedoch auch Autoren finden, die von signifikanten Kosten fir die Unternehmen sprechen, wie etwa Oates/Palmer/Portney (1993), S. 22–24 und Stewart (1993), S. 2082.
Der Indikator filü die Strenge der Umweltpolitik basiert hierbei auf einer Befragung der Industrie- und Handelskammern hinsichtlich der Betroffenheit verschiedener Branchen durch umweltpolitische Regulierungen (vgl. Hemmelslamp (1998), S. 10–12).
Vgl. Hemmelskamp (1998), S. 24–25. Die Bedeutung dieses Ergebnisses wird jedoch dadurch getrübt, daß hinsichtlich der Durchführung von Innovationen mit dem Ziel der Energieeinsparung ein nahezu umgekehrter Zusammenhang ermittelt wird: Die Stimulation von Innovationen durch Umweltauflagen und ihre Behinderung durch Umweltabgaben. Der Autor begründet dieses Ergebnis mit der größeren Vertrautheit der Unternehmen beim Umgang mit Auflagenlösungen (vgl. Hemmelskamp (1998), S. 30–32).
Vgl. Motta/Thisse (1993), S. 2. Fagerberg (1995) kommt — ganz im Sinne Porters — in einer ökonometrischen Zeitreihenanalyse für die OECD-Länder zu der Schlußfolgerung, daß „advanced domestic users“ einen wesentlichen Faktor bei der Erhöhung der Wettbewerbsfähigkeit der inländischen Umweltschutzindustrie darstellen (vgl. Fagerberg (1995), S. 254–255).
Vgl. Scholz/Stähler (1999), S. 92–94. Als Gegenbeispiel kann wiederum die Studie von Scholz/Stähler (1999) dienen, welche keine first mover-Vorteile für die skandinavischen Produzenten von Umweltschutztechnologie für die „pulp and paper“-Industrie identifizieren konnte. Daraus schließen die Autoren, daß die Porter-Hypothese in diesem Fall als widerlegt gelten kann (vgl. Scholz/Stähler (1999), S. 142).
Vgl. Stewart (1993), S. 2080–2081. Einige Autoren zweifeln jedoch — wie in Abschnitt 2.3.3.2 dargestellt — an der quantitativen Signifikanz dieser first mover-Vorteile.
Hierbei handelt es sich im Grunde um zwei verschiedene Fragestellungen, weil die Wettbewerbsfähigkeit primär von den variablen Produktionskosten abhängt, während die Gewinne auch von den fixen Kosten — wie beispielsweise Investitionskosten — beeinflußt werden (vgl. Scholz/Stähler (1999), S. 110).
Literatur-Surveys, die zu solchen Ergebnissen kommen, finden sich beispielsweise bei Scholz/Stähler (1999), S 91–94, Albrecht (1998), S. 6–8 und Repetto (1995), S. 6–20. Albrecht (1998) begründet die Nichtbetroffenheit der Position zahlreicher Unternehmen durch die Umweltpolitik neben innovation offsets mit einem signifikanten Ausmaß an Kartellbildung, welches den Unternehmen erlaubt, ihre Marktmacht zur Milderung von Nachteilen einzusetzen, das Trittbrettfahren anderer Unternehmen zu verhindern, Markteintritte abzuschrecken und Einfluß auf die Ausgestaltung der Umweltpolitik zu nehmen (vgl. Albrecht (1998), S. 24–27). Weiterhin weist Albrecht auf die Existenz von F&E-Kooperationen hin, welche den Unternehmen die Technologieentwicklung zu vergleichsweise geringen Kosten ermöglichen (vgl. Albrecht (1998), S. 27).
Ersteres Ergebnis läßt sich besonders für den Fall von „footloose“ bzw. „non-resource based industries” nachweisen. Ein weiteres interessantes Ergebnis liegt darin, daß auch im Falle der Zurückdrängung der Exporte infolge der Umweltpolitik eine Zunahme der Importe nicht nachweisbar war, so daß protektionistische Maßnahmen eine Rolle gespielt haben könnten (vgl. van Beers/van den Bergh (1997), S. 42–43).
Vgl. Repetto (1995), S. 12–20. Das Problem, daß dieses Ergebnis nur aufgrund von trivialen Investitionszyklen (regelmäßige Anschaffung neuer Anlagen, die im allgemeinen zugleich sauberer sind) zustandekommt und die Analyse somit ihre Aussagekraft im Hinblick auf die Vorteilhaftigkeit einer strikteren Umweltpolitik verlieren könnte, wurde bei dieser Analyse mit Hilfe statistischer Methoden eliminiert (vgl. Repetto (1995), S. 16–18).
Das Vorreiten der Kapitalgüterindustrie wird hierbei auch auf den Druck von Umweltschutz-Interessengruppen zurückgeführt (vgl. Albrecht (1998), S. 19–21).
Bezüglich des zweiten Mechanismus der Porter-Hypothese handelt es sich hierbei offensichtlich um den Fall, in dem überkompensierende offsets bei einer Produktinnovation erst infolge des Auslandsnachzugs entstanden, so daß der Verzicht auf ein freiwilliges Vorreiten der umweltverschmutzenden Unternehmen sinnvoll erscheint und nicht der Annahme der „bounded rationality“ bedarf. Weiterhin reicht es für die Gültigkeit der Hypothese in diesem Fall aus, höhere Gewinne der Unternehmen gegenüber der Referenzsituation ohne schnelle Umsetzung des Abkommens — und nicht gegenüber dem Fall ganz ohne Umweltpolitik — nachzuweisen, weil der Verzicht auf umweltpolitische Maßnahmen mit dem Inkrafttreten des Montrealer Abkommens seine Relevanz verlor. Dieser Fall stellt somit offenbar auch ein Gegenbeispiel zum Hoel-Modell (1991) dar, welches Nachteile für Vorreiterländer, die ein Abkommen übererfiillen, festgestellt hatte.
Der Autor weist darauf hin, daß die free lunch-Annahme beispielsweise auch für die Chemie- und die Stahlindustrie nachweisbar sei (vgl. Albrecht (1998), S. 18).
Vgl. Repetto (1995), S. 10. Für einen Überblick über derartige empirische Untersuchungen vgl. Jaffe et al (1995), S. 145–150, Rauscher (1993), S. 35–40 und Scholz/Stähler (1999), S. 89–90.
Vgl. beispielsweise Repetto (1995), S. 10 und Jaffe et al (1995), S. 146–150. Jaffe et al betrachten hierbei insbesondere die Verlagerung bereits bestehender Anlagen aufgrund von sunk costs als unplausibel (vgl. Jaffe et al (1995), S. 148).
Vgl. Motta/Thisse (1993), S. 13. Im Zuge einer Befragung deutscher Chemieunternehmen nahmen zu Beginn der 90er Jahre 90% der Unternehmen für sich in Anspruch, bei Auslandsinvestitionen dieselbe Umweltschutztechnologie wie bei deutschen Anlagen zu verwenden (vgl. Albrecht (1998), S. 5–6).
Eine mögliche Begründung für diese Entwicklung wird in den relativ hohen F&E-Aufwendungen der „dirty industries“ gesehen, welche ein Engagement in fortschrittlicheren Industrieländern vorteilhaft machen (vgl. Albrecht (1998), S. 5).
Vgl. De Canino (1997), S. 11–12. Mit Hilfe dieser Modelle können Kosteneinsparungen besonders auch für Länder mit bislang niedriger Energieeffizienz hergeleitet werden (hohes „no-regretPotential“, vgl. Schmidt (1998), S. 447–448).
Der Steuersatz orientiert sich am Ziel der langfristigen Stabilisierung der CO2-Emissionen des betrachteten Landes und wird über den Betrachtungszeitraum real konstant gehalten (vgl. Mabey/Nixon (1997), S. 42). Das Modell ist disaggregiert im Hinblick auf den produktiven Sektor und den Haushaltssektor; Arbeitsangebot und -nachfrage werden explizit modelliert. Die verwendeten Daten basieren auf der Ökonomie Großbritanniens und beziehen sich auf die Jahre 1965–1992 (vgl. Mabey/Nixon (1997), S. 36–38).
Eine doppelte Dividende wird bei (modelltheoretischen) Untersuchungen häufig für den Fall eines „verzerrenden Steuersystems“ konstatiert. Dieses liegt dann vor, wenn das Steuersystem zur Verzerrung der relativen Preise fiihrt und dadurch (ineffiziente) Nachfrage-Substitutionseffekte induziert werden. Da in diesem Fall die Belastung der Steuerzahler über den Steuerbetrag hinausgeht, spricht man auch von einem „excess burden” der Besteuerung (vgl. Andel (1992), S. 397–401). Eine Ökosteuer hat dann zum einen den Vorteil, durch die Internalisierung des externen Effekts unmittelbar effizienzsteigernd zu wirken und zum anderen zu Staatseinnahmen zu führen, mit deren Hilfe verzerrende Steuern abgebaut werden können (eine zweite Dividende kann realisiert werden, vgl. Andel (1992), S. 401). Mit Hilfe eines optimalen Steuersystems soll daher versucht werden, wohlfahrtsschädliche Allokationswirkungen der Besteuerung zu minimieren. Diesen Zusammenhang beschreibt auch die sogenannte „Ramsey-Regel“. Zu dieser Regel vgl. Althammer (1994), S. 132–134. Hinsichtlich der Wahl des Emissionssteuersatzes führt ein verzerrendes Steuersystem dazu, daß die Umweltbehörde einen Anreiz hat, einen vergleichsweise hohen Satz zu wählen (die Erzielung von Einnahmen ist nicht mehr wohlfahrtsneutral, vgl. Ligthart (1998), S. 5). Dies spielt beispielsweise im Modell von Laffont/Tirole (1996) eine Rolle.
Hierbei steigt die Beschäftigung zunächst relativ stark an und fällt dann wieder, da aufgrund der fallenden Energieintensität der Produktion das Aufkommen aus der Energiesteuer zurückgeht und die Faktorsteuer auf den Arbeitseinsatz wieder angehoben werden muß (vgl. Mabey/Nixon (1997), S. 44). Zum Zusammenhang zwischen Umweltpolitik und der Arbeitsplatzproblematik vgl. auch Repetto (1995), S. 21–23.
Ligthart bezeichnet die Erzielung dieser drei Dividenden als „win-win“-Ergebnis der Umweltpolitik (vgl. Ligthart (1998), S. 6).
In dem vorliegenden Modell ist die Energieeffizienz zwar unmittelbar vom Energiepreis abhängig, Investitionen in energiesparenden technischen Fortschritt werden aber nicht betrachtet (vgl. Mabey/Nixon (1997), S. 36–37).
Vgl. Mabey/Nixon (1997), S. 32–33. Ligthart (1998) definiert die doppelte (bzw. dreifache) Dividende etwas anders. Unter der schwachen „double-dividend hypothesis“ versteht er eine teilweiseKompensation der Umweltschutzkosten durch die Reduktion verzerrender Steuern aus makroökonomischer Sicht, unter der starken Hypothese eine Überkompensation à Porter (no-regret policies, vgl. Ligthart (1998), S. 12). Weiterhin bietet der Autor einen Überblick über theoretische und empirische Studien zur doppelten Dividende. Hierbei kommt er zu dem Ergebnis, daß empirische Untersuchungen vor allem die schwache, weniger jedoch die starke Hypothese stützen (S. 17–18), während theoretische Studien — vor allem wenn die Umweltqualität einen Inputfaktor darstellt — eine Wachstumssteigerung nicht ausschließen können, häufig jedoch nur auf Kosten einer ungleicheren Einkommensverteilung (vgl. Ligthart (1998), S. 28).
Andererseits ist durch solche Beobachtungen die Kausalität, daß der Nachzügler durch den Vorreiter zum Handeln initiiert wurde, nicht eindeutig nachzuweisen (vgl. Jochimsen/Kirchgässner (1995), S. 617–618).
Vgl. beispielsweise Jochimsen/Kirchgässner (1995), S. 620–621.
So stellen z.B. Jochimsen und Kirchgässner fest, daß die Anwendung von marktkonformen Instrumenten bislang nur in wenigen Ansätzen, wie in den USA und einigen skandinavischen Ländern, zu erkennen ist (vgl. Jochimsen/Kirchgässner (1995), S. 623–625).
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Taistra, G. (2000). Die Vorreiterrolle in der Umweltpolitik. In: Die Porter-Hypothese zur Umweltpolitik. DUV Wirtschaftswissenschaft. Deutscher Universitätsverlag. https://doi.org/10.1007/978-3-322-91375-3_2
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