Zusammenfassung
Wirtschaftliche Probleme haben ihren Ursprung in der Knappheit von Gütern. Dort wo Güter nicht knapp sind, sondern in solchen Mengen bestehen, daß sie die Bedürfnisse der Menschen nach ihnen übersteigen, bedarf es keiner weiteren ökonomischen Überlegungen: es herrscht hier ein paradiesischer Zustand, in dem ein jeder seine Bedürfnisse nach freiem Wunsch erfüllen kann, ohne jemand anderen in seinem Konsum zu beeinträchtigen.1 Freie Güter, die in beliebiger Menge verfügbar sind, sind in unserer Welt allerdings sehr selten.2 Vielmehr übersteigen die Bedürfnisse der Individuen in der Regel die Menge an verfügbaren Gütern und es ergeben sich Knappheitsprobleme. Für die Ökonomie stellt sich dann die Frage, wie diese Knappheit am besten bewältigt werden kann, wobei sie nicht den Ansatz wählt, eine Verminderung der menschlichen Bedürfnisse anzustreben. Sie konzentriert sich darauf, Aussagen darüber abzuleiten, wie bei gegebenen individuellen Präferenzen knappe Güter und Ressourcen möglichst nutzenstiftend eingesetzt werden.
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Referenzen
Dieser paradiesische Zustand herrscht natürlich allein unter der Annahme, daß die bei Produktion und Konsum anfallenden Abfälle die assimilative Kapazität der Umwelt nicht übersteigen und problemlos deponiert werden können.
Die Zahl freier Güter hat im Laufe der menschlichen Entwicklung sichtbar abgenommen. So standen im frühen Mittelalter die Wälder Mitteleuropas noch im Allmendebesitz der Dorfgemeinschaften. Jedem Dorfbewohner stand es frei, die Allmende nach Belieben zu nutzen. Die Wälder schienen von solcher Größe im Vergleich zu den Nutzungen der noch geringen Bevölkerungszahl, daß diese sich problemlos regenerieren können. Die Wälder Mitteleuropas wurden zu dieser Zeit für ein freies Gut gehalten. Tatsächlich entwickelten sich die Wälder mit zunehmender Bevölkerungsdichte aber zu einem knappen Gut: Die ansteigenden Nutzungsansprüche der Menschen überstiegen die Nutzungskapazitäten der Wälder. Vgl. Rosen / Windisch (1992), S. 224 ff. Der freie Zugang zu den Allmende-Wäldern führte zu deren Übernutzung. Vgl. Bonus / Häder (1997). Heute beschränkt sich die Zahl freier Güter auf einige wenige. Als Beispiel sei Sand in der Sahara angeführt.
Vgl. hierzu sowie zum folgenden Sohmen (1976), S. 3.
Vgl. Sohmen (1976), S. 3 f.
Die Wohlfahrtsökonomik, die sich als Teilbereich der ökonomischen Theorie mit der Bewältigung von Knappheitsproblemen auseinandersetzt, verhält sich in bezug auf Verteilungsfragen mithin neutral. Sie trifft keine Aussagen zu vor- oder nachteilhaften Distributionsverfahren. Vgl. Fritsch / Wein / Ewers (1993), S. 30 f. Bonus zeigt auch analytisch die Verteilungsneutralität der Wohlfahrtstheorie auf. Vgl. bonus (1994 b), S. 12 ff.
Man spricht dann von einer „individualistischen“ Wohlfahrtsfunktion. Vgl. Sohmen (1976), S. 21; Külp / Knappe (1984), S. 3 ff. Andere Werturteile gehen davon aus, daß auch Kollektive Bedürfnisse empfinden können (organische Staatsauffassung) oder ein Individuum diktatorisch die Wohlfahrtsfunktion bestimmt. Vgl. Sohmen (1976), S. 22.
Vgl. Sohmen (1976), S. 26 ff.
Um ihre Aussagen zur Beurteilung wirtschaftspolitischer Maßnahmen auszuweiten, wurden in der Wohlfahrtsökonomik sogenannte Kompensationskriterien entwickelt, mit Hilfe derer auch solche Maßnahmen geordnet werden können, infolge derer sich einige Individuen im Nutzen besser stellen, andere hingegen im Nutzen schlechter stellen. Diese Kriterien sind jedoch allein soweit eine Hilfe, als wirtschaftspolitische Maßnahmen nur zu einer geringen Änderung der individuellen Erstausstattungen mit Gütern führen. Zu verschiedenen in der Literatur vorgeschlagenen Kompensationskriterien und ihrer Kritik vgl. Sohmen (1976), S. 307–335 und Bonus (1994 b), S. 27–35.
Vgl. Külp / Knappe (1984), S. 4 ff.
Vgl. Sohmen (1976), S. 30 f.
Private Güter zeichnen sich dadurch aus, daß der Nutzen aus dem Gut exklusiv dem es konsumierenden Individuum zufällt. Vgl. Bonus (1980 b).
Vgl. beispielsweise Sohmen (1976), S. 32 ff; Fritsch/ Wein / Ewers (1993), S. 16 ff.; Bonus (1994 b), S. 14 ff. Produktionseffizienz ist gegeben, wenn die Grenzrate der Substitution zwischen zwei (beliebigen) Faktoren in allen Güterproduktionen gleich ist. Tausch-effizienz zeichnet sich dadurch aus, daß die individuellen Grenzraten der Substitution im Konsum zwischen zwei (beliebigen) Gütern für alle Individuen identisch sind. Eine optimale Zusammensetzung der Produktion ist realisiert, wenn die für alle Individuen gleichen Grenzraten der Substitution zwischen zwei (beliebigen) Gütern gleich ist der Grenzrate der Transformation für diese beiden Güter. Die Grenzrate der Transformation gibt dabei an, um wieviel die Produktion des einen Gutes verringert werden muß, um die Produktion eines anderen Gutes um eine Einheit zu erhöhen.
Erläuterungen verbaler, graphischer und analytischer Art finden sich in allen einschlägigen Werken zur Wohlfahrtsökonomik. Vgl. beispielsweise Sohmen (1976); KÜlp / Knappe (1984).
Pareto (1909), S. 364 in deutsch zitiert nach Wagener (1979), S. 83.
Richter / Bindseil (1995), S. 133.
Vgl. Schumann (1992), S. 36 f.
von Hayek (1945), S. 519 (Hervorhebungen im Original).
Vgl. Schumann (1992), S. 272 ff.
Vgl. von Hayek (1945), S. 524.
Das Phänomen ineffizienter Ressourcenallokation bei vollständiger Konkurrenz kann aus ökonomischer Sicht mit der Theorie externer Effekte als auch der Theorie öffentlicher Güter erklärt werden. Der letztere Erklärungsansatz kann — wie Bonus zeigt — in den ersteren überführt werden. Vgl. Bonus (1980 b) oder auch Rentz, H. (1995), S. 35 ff. Aus diesem Grund wird im folgenden nur das „allgemeinere“ Konzept der externen Effekte vorgestellt.
Hierunter fallen technologische, pekuniäre und psychologische externe Effekte. Vgl. Fritsch / Wein / Ewers (1993), S. 54 f.
Vgl. Buchanan / Stubblebine (1962), S. 371 ff.; Mishan (1971 b). Pekuniäre Externalitäten betreffen hingegen nicht direkt die Nutzen- oder Produktionsfunktion Dritter, sondern wirken über eine Veränderung der Nebenbedingungen nur indirekt ein. Vgl. Bonus (1994 b), S. 49. Psychologische Externalitäten sind Nutzeninterdependenzen zwischen Individuen, die auf Neid oder Gunst beruhen. Sie finden in der wohlfahrtsökonomischen Literatur nur am Rande eine Betrachtung. Vgl. hierzu Sohmen (1976), der sie in seiner Terminologie vollständig unerwähnt läßt, Bonus (1994 b), S. 13, demzufolge sie in einer paretiani-schen Wohlfahrtsfunktion keine Berücksichtigung finden, und Fritsch / Wein / Ewers (1993), S. 115 ff., die sie als Grundlage für mögliche pareto-verbessernde Umverteilungsmaßnahmen diskutieren.
Der Vereinfachung halber wird im folgenden nur noch von „externen Effekten“ gesprochen. Gemeint sind damit jedoch stets „technologische externe Effekte“, wenn kein besonderer, anders lautender Hinweis erfolgt.
Insgesamt lassen sich vier Formen von technologischen Externalitäten unterscheiden. Es gibt reine Externalitäten im Konsum, wie z.B. das Rauchen, bei dem der Nutzen eines Individuums direkt abhängig ist von der Konsumaktivität eines anderen Individuums. Es gibt reine Produktionsexternalitäten, bei denen die Produktionsfunktion eines Unternehmens direkt beeinflußt ist von den Aktivitäten eines anderen Unternehmens. Hier ist als Beispiel ein Bauer zu nennen, dessen Felderdüngung zu Geruchsemissionen führt, die die Geschäfte eines nahegelegenen Biergartens berühren. Und es gibt Mischformen von Externalitäten, bei denen Produktionsaktivitäten auf Nutzenfunktionen beziehungsweise Konsumaktivitäten auf Produktionsfunktionen Einfluß haben. Vgl. Weimann (1995), S. 31. Im folgenden werden die Auswirkungen eines externen Effektes anhand einer Konsumexternalität erläutert. Die Analyseergebnisse sind jedoch ohne weiteres auf die Wirkungen einer Produktionsexternalität übertragbar. Vgl. Bonus (1994 b), S. 49.
Im Beispiel liegt das pareto-optimale unterhalb des im Markt sich ergebenden Aktivitätsniveaus. Eine solche Situation ist für den Fall negativer externer Effekte kennzeichnend. Im Fall positiver externer Effekte ist die Situation umgekehrt: das pareto-optimale Aktivitätsniveau liegt oberhalb desjenigen, das bei marktlicher Koordination realisiert wird. Vgl. Bonus (1994 b), S. 52 ff.
Bei negativen externen Effekten sollte die Aktivität des Aussenders mit einer Steuer, bei positiven Exter-nalitäten mit einer Subvention belegt werden. Vgl. Pigou (1920), S.193 ff.
Diese wie auch die folgenden Ausführungen gelten allein bei marginalen Veränderungen. Bei nicht-marginalen Variationen des Aktivitätsniveaus x1 1 können sich indes geänderte Preis- und Nachfrageverhältnisse ergeben, die zu anderen Pareto-Optima führen.
Die im Pareto-Optimum verbleibenden externen Effekte werden seit Buchanan / Stub-blebine als pa-reto-irrelevante externe Effekte bezeichnet. Vgl. Buchanan / Stubblebine (1962), S. 373 ff. Sie heißen „pareto-irrelevant“, da sie auch im Pareto-Optimum Bestand haben und somit auch nach erfolgter Internalisierung externer Effekte nicht verschwinden.
Vgl. Weimann (1995), S. 188.
Vgl. hierzu auch Bonus (1980 b), S. 57 ff., der diesen Zusammenhang über Input-Ouput-Matrizen formalisiert.
Vgl. Feess (1995), S. 45; Osterkamp (1984), S. 98 f.
Vgl. Bonus (1980 a), S. 45.
In vielen umweltökonomischen Werken, die sich mit dem Coase-Theorem befassen, wird dessen herkömmliche Interpretation als die „ursprüngliche Fassung“ tituliert. Vgl. hierzu beispielsweise Weimann (1995), S. 38 und Feess (1995), S. 100. Diese Wortwahl erscheint jedoch sehr unglücklich, da Coase nicht unterstellt werden kann, daß die damit verbundene Interpretation seiner Aussagen die von ihm gewollten Absichten wiederspiegelt. Treffender ist es m.E., vom Coase-Theorem in seiner „ursprünglichen Rezeption“ zu sprechen.
Vgl. Coase (1960), S. 6.
Vgl. Endres (1977), S. 639; Cansier (1993), S. 37 oder auch Fritsch/ Wein / Ewers (1993), S. 87.
Vgl. Coase (1960), S. 2 ff.
Für den Markt bedeutet dies, daß „the pricing system works smoothly (strictly this means that the operation of a pricing system is without cost).“ Coase(1960), S. 2.
Vgl. Coase (1991), S. 3 f.; Richter (1991), S. 398 ff.
Vgl. Coase (1960), S. 6 f. Diese Aussage wird auch als Invarianzthese bezeichnet. Vgl. Endres (1977), S. 639.
Der Punkt A wird natürlich allein unter der Annahme marginaler Aktivitätsniveauänderungen erreicht. Bei nicht-marginalen Änderungen kann es hingegen zu Preis- und Nachfrageänderungen kommen, die mit Beendigung des Verhandlungsprozesses zu einem anderen pareto-optimalen Aktivitätsniveau führen.
Vor der Rechtstitelzuordnung konnte sich der Aussender eines externen Effektes gegen den Empfänger insofern durchsetzen, als er seine Aktivität einfach ausübte und der Empfänger mangels Rechtsrahmen hiergegen nicht vorgehen konnte. Er schuf sich ein „Recht des Faktischen“.
Vgl. auch Mishan (1971 a), S. 68 ff. Darüber hinaus wird ersichtlich, daß mit Einführung der Verursacherregel keine direkte Pareto-Verbesserung erreicht wird, denn Akteur 1 wird gegenüber dem Zustand ohne Internalisierung des externen Effektes (Punkt B) im Nutzen schlechter gestellt. Gleichwohl kann Akteur 2 den Akteur 1 für dessen Nutzeneinbußen vollständig kompensieren und trotzdem selbst einen Nutzenzuwachs verbuchen. Insofern bietet die Verursacherregel eine potentielle Pareto-Verbesserung. Zum Konzept potentieller Pareto-Verbesserungen und seiner Kritik vgl z.B. Sohmen (1976), S. 307 ff.; Bonus (1994 b), S. 27 ff.
Vgl. z.B. Fritsch / Wein / Ewers (1993), S. 85; Cansier (1993), S. 36 ff; Endres (1994), S. 33.
Die Kritik am Coase-Theorem wird gut zusammengefaßt in Endres (1977).
Vgl. Weimann (1995), S.41.
Vgl. Endres (1994), S. 50.
Hamilton / Sheshinski / Slutsky (1989), S. 461.
Vgl. Baumol/ Oates (1988), S. 11; Fritsch/ Wein/Ewers (1993), S. 92.
Vgl. Coase(1960), S.2.
Bonus zeigt auf, daß es gerade zur Lösung dringender globaler Umweltprobleme, wie der Erwärmung der Erdatmosphäre, angezeigt ist, sich von der engen Auslegung des Verursacherprinzips im Sinne PIGOUs zu lösen. Erst wenn die Industrieländer als Nutznießer einer weltweiten CO2-Emissionsminderung bereit sind, für die Reduktion in den Entwicklungsländern zu zahlen, kann eine weltweite Vereinbarung Erfolg haben. Vgl. Bonus (1993 b), hier insbesondere S. 70 f.
Siehe Coase (1960).
Siehe Coase (1937).
Vgl. Coase(1937), S. 333.
Coase (1937), S. 336.
Coase (1937), S. 340.
Vgl. Coase(1937), S. 341.
Vgl. Bonus (1995 a).
Gerade dies betont Streissler, indem er Coase vorwirft, das Instrument privater Verhandlungen als neue Internalisierungsstrategie zu propagieren, ohne auf die Relevanz der damit auftretenden Transaktionskosten zu achten. Vgl. Streissler (1992), S. 91.
Coase (1988), S. 14 f.
Vgl. auch Common (1989), S. 1301; Windisch (1981), S. 119.
Vgl. Bonus (1995 a). Genau dies ist die Aussage der Effizienzthese.
Vgl. auch Feess (1995), S. 99. Gleichwohl hat Coase unter Kapitel VI „The Cost of Market Transactions Taken into Account“ in einem allgemeineren Zusammenhang dargestellt, welche Folgen sich aus einer Berücksichtigung von Transaktionskosten für die Analyse alternativer Koordinationsmechanismen ergeben. Vgl. Coase (1960) S. 15–19. Wäre diesem Teil seines Artikels von 1960 mehr Aufmerksamkeit geschenkt worden, so hätte sich die langjährige Fehlinterpretation der Coase’schen Überlegungen als ‘Internalisierung mittels Verhandlungen’ vielleicht vermeiden lassen.
Vgl. die Ausführungen in Gliederungspunkt II.A.l.
Vgl. hierzu die Gliederungsabschnitte H.A.3.1 und H.A.3.2.
Vgl. Damme (1987), S. 1.
Vgl. Farrell(1987), S. 115; Siedhoff (1995), S. 69.
Vgl. Samuelson(1985), S. 322.
Vgl. Siedhoff (1995), S. 73.
Vgl. Myerson(1979).
Für die Analyse ist dies allerdings nicht von Bedeutung. Auch bei Anwendung der Verursacherregel oder einer dritten, zwischen den polaren Fällen liegenden Rechtsausgestaltung besitzen die sich aus der Untersuchung ergebenden Folgerungen ihre Gültigkeit.
Der Grenzfall eines Kompensationsangebotes in Höhe von FG und Beibehaltung des Aktivitätsniveaus B bedeutete beispielsweise für Akteur 2 einen Nutzenverlust in Höhe von ILF gegenüber der angenommenen Offerte.
Vgl. Bonus (1994 b), S. 58 f.; Cansier (1993), S. 41. Diese Möglichkeit der Nutzung privater Information zu strategischem Verhalten besteht bei Geltung der Verursacherregel hingegen nicht.
Vgl. Bonus (1979 b), S. 77.
Vgl. Olson (1968), S. 32 f.
Vgl. auch Blümel(1987), S. 33; De Alessi (1990), S. 45.
Demgegenüber betont North (1993), S. 11, „that when it is costly to transact institutions matter“.
Vgl. Schumann (1992), S. 240.
Vgl. Weimann (1995), S. 58.
Vgl. Blümel(1987), S. 33.
Coase (1960), S. 18. Coase spricht — zum Ausdruck bringend, daß er die Theorie Pigous ablehnt,- nie von „externen Effekten“, sondern stets von „harmful effects“.
Vgl. auch Coase (1988), S. 28.
Vgl. Coase(1960), S. 43.
Vgl. hierzu die Ausführungen in Gliederungspunkt II.A.3.1.
Vgl. z.B. Kemper (1989), S. 11 f.; Siebert (1992), S. 48 ff; Cropper / Oates (1992), S. 678 ff.
Vgl. Bruns (1995), S. 71 ff.
Vgl. Bonus (1995 b), S. 302.
Vgl. Musgrave (1959), S. 13 f.
Vgl. Musgrave (1959), S. 14.
Vgl. hierzu Fritsch / Wein / Ewers (1993), S. 251 f.; Brümmerhoff (1992), S. 96; Musgrave (1987); Musgrave / Musgrave / Kullmer (1994), S. 87 ff; Priddat (1992); Rennings (1994), S. 29 ff.
Vgl. Common/Perrings (1992), S. 31.
Vgl. Maier-Rigaud (1991 b), S. 153. Zu diesem Kritikpunkt vgl. auch die in der Literatur geführte, kurze Kontroverse zwischen Maier-Rigaud (1988), S. 64 ff, Cansier (1989) und wiederum Maier-Rigaud (1991 a).
Vgl. Bonus (1972), S. 342 f.; Bonus (1994 c), S. 291 f.
Vgl. hierzu stellvertretend Rennings (1994), S. 29 f., der die Arbeiten der Ökologischen Ökonomie diesem Ansatz zuordnet, sowie Bruns (1995), S. 68 f., 71 ff. und Von Knorring (1995).
Vgl. Rennings (1994), S. 42 f.; Klaus (1987), S. 266.
Vgl. Hampicke (1991), S. 136.
Vgl. Endres (1976), S. 185; Rennings (1994), S. 43; Buck (1983), S. 170.
Vgl. Fritsch/ Wein/Ewers(1993), S. 252.
Vgl. Fritsch / Wein / Ewers (1993), S. 263 und Rennings (1994), S. 29. Zur Kritik an der Verteilungsneutralität der Wohlfahrtsökonomik insbesondere bei intergenerativen Problemen vgl. Söllner (1993), S. 438 f.
Pigou bezeichnet dieses Verhaltensphänomen als „defekte teleskopische Kapazität“ des Menschen. Vgl. Pigou(1920), S. 25.
Vgl. Bonus (1972), S. 342 f.; Kemper(1989), S. 12; Söllner (1993), S. 439 f.; Bartel (1994 b), S. 20 f. Gleich gelagert ist das Problem der Suche nach der „richtigen“ sozialen Diskontrate in Nutzen-Kosten-Analysen. Vgl. hierzu beispielsweise Hanusch (1994), S. 100 ff. sowie die Diskussion zwischen Hampicke (1991) und Ströbele (1991).
Vgl. Fritsch /Wein /Ewers (1993), S. 185 ff, 193 ff, 206 ff.
Vgl. Zimmermann / Henke (1994), S. 441 f. sowie Rentz (1995), S. 40 f., der dringenden Handlungsbedarf im Klimaschutz ableitet.
Vgl. Bonus (1972), S. 343; Bonus (1994 a), S. 16. Die Bestimmung von Randbedingungen, die die Wahrung des ökologischen Gleichgewichts sicherstellen, ist in der Praxis jedoch schwierig. Vgl. Bonus (1996 a), S. 40. Diese sind im Sinne einer maximal zulässigen Belastung der Umwelt nur dann eindeutig, wenn Schwelleneffekte auftreten. Bei linearen Schadensfunktionen kann die Ökologie hingegen kaum Aussagen über noch hinnehmbare Nutzungshöchstmengen treffen. Zudem stellen Begriffe wie „Gleichgewicht“ oder „Stabilität“ nicht in jedem Fall geeignete Referenzwerte für eine rationale Umweltpolitik dar. Vgl. hierzu Ewers / Hassel (1996 b), S. 64.
Vgl. hierzu und zum folgenden Bonus (1977), S. 17 ff.; Bonus (1992 b), S. 149 f.; Bonus (1994 a), S. 16 f.; Kemper (1989), S. 13 ff.; Rentz (1995), S. 41 f.
In der umweltökonomischen Standardliteratur wird gemeinhin die Realisierung eines Pareto-Optimums als erstbeste umweltpolitische Lösung angesehen. Demgegenüber werden standardorientierte Lösungen allenfalls als zweitbeste Ansätze eingestuft. Vgl. zum Beispiel Weimann (1995), S. 176 ff., 208 ff.; Baumol / Oates (1988), S. 159 ff.; Feess (1995), S. 18 f. Bedenkt man aber, daß pareto-optimale Lösungen unterhalb des ökologisch notwendigen Minimalausmaßes an Umweltqualität liegen können, so erscheint es einsichtig, daß es nicht sinnvoll sein kann, solche Lösungen als „first-best“ zu kennzeichnen. In diesen Fällen bildet die Realisierung des ökologischen Mindeststandards die erstbeste Politikvariante. Mithin ist jeweils der striktere Standard als der theoretisch optimale und damit erstbeste zu bezeichnen. Vgl. auch Bonus (1992 b), S. 145 ff.; Bonus (1994 c), S. 294.
Vgl. Ewers (1992), S. 16. Ewers kennzeichnet die Hinwendung zum Konzept eines ökologischen Rahmens als zweite Phase der umweltökonomischen Theorie, die die erste Phase mit dem Ziel der pareto-optimalen Internalisierung externer Effekte ablöst. Als dritte und gegenwärtige Phase der Umweltökonomie bezeichnet er die Fortentwicklung von Ansätzen, die ethische und ökologische Aspekte in die umweltökonomische Zielbildung einzubinden suchen. Vgl. Ewers (1992), S. 15 f.
Zum Konzept der „öko-sozialen Marktwirtschaft“ vgl. Binswanger / Bonus / Timmer-mann (1981), S. 122 ff.; Bonus (1979 a), S. 139 ff.; Bonus (1991), S. 37 f.; Hans-meyer / Schneider (1990).
Vgl. zum Beispiel Nichols (1984), S. 7 ff.
Demsetz (1969), S. 1.
Vgl. hierzu auch Weimann (1995), S. 223. Endres betont aber, daß die Erreichung des Pareto-Optimums als „unverzichtbarer Bestandteil umweltpolitischer Vision“ zu würdigen ist. Vgl. Endres (1994), S. 30 ff.
Vgl. hierzu Gliederungspunkt II.B. 1.1.
Vgl. ebenso Gliederungspunkt II.B. 1.1.
Vgl. im folgenden Baumol / Oates (1971), S. 43 ff.
Vgl. Kemper (1989), S. 31.
Vgl. auch Bonus (1990), S. 346 ff.
Vgl. Gliederungspunkt II.A.3.2.
Vgl. Kemper (1989), S. 25 ff. oder auch Gliederungspunkt II.A.3.3.3.
Baumol / Oates (1971), S. 43.
Baumol / Oates (1988), S. 159.
Vgl. Baumol/Oates (1971), S. 44 f.
Vgl. Baumol/Oates (1971), S. 45.
Vgl. beispielsweise Cropper / Oates (1992), S. 685 ff.; Endres (1994), S. 97 ff.; Kemper (1989), S. 33 f.; Weimann (1995), S. 208.
Vgl. auch Gawel (1994 b), S. 11.
Für diesen Fall ist der umweltpolitischen Zielbildung nicht vorzuwerfen, allein einen „ second-best“-Ansatz zu verfolgen, demzufolge allein „efficiency without optimality“ (Baumol / Oates (1988), S. 159) realisiert wird. Vgl. Gliederungspunkt II.B. 1.1 oder auch Bonus (1994 c).
Eine solch einfache Relation zwischen Schadstoffausstoß und Konzentration im Aufnahmemedium gilt in der Realität nur für den Typus der Globalschadstoffe wie beispielsweise CO2. Für andere Schadstofftypen besteht dagegen ein komplizierterer Zusammenhang zwischen Emission und Immission. Vgl. hierzu Kemper (1989), S. 65 ff.; Weimann (1993), S. 199 ff. Die im Rahmen der emissionsbezogenen Politik gewonnenen Erkenntnisse besitzen aber auch in einem unterschiedliche Diffusionsbeziehungen berücksichtigenden Modell ihre Gültigkeit. Vgl. Endres (1994), S. 98.
Vgl. Endres (1994), S. 98. Von Problemen der Schadstoffinteraktion wird hier abgesehen, da nur die grundlegende neoklassische Modellanalyse umweltpolitischer Instrumente dargestellt werden soll. Gleichwohl wird die Problematik in der neoklassisch orientierten Umweltökonomie diskutiert. Vgl. Endres (1985 a).
Vgl. Kemper (1989), S. 63; Endres (1994), S. 97.
Vgl. die Übersicht bei Wicke (1993), S. 197 ff.
Vgl. hierzu Knüppel (1989), S. 49 ff. Zu anderen Kategorisierungen siehe beispielsweise Wicke (1993), S. 197; Sandhövel (1994), S. 140 ff.
Siehe § 5 Abs. 1 Nr. 2 BImSchG.
Siehe § 3 Abs. 6 BImSchG. Neben dem „Stand der Technik“ kennt das deutsche Umweltrecht auch noch zwei andere Schlüsselformeln, nämlich die „Regeln der Technik“ und den „Stand der Wissenschaft und Technik“. Während die „Regeln der Technik“ weniger stringent als der „Stand der Technik“ sind, wird letzterer in seiner Schärfe vom „Stand der Wissenschaft und Technik“ übertroffen. Vgl. Wicke (1993), S. 199 f.
Ebenso finden sich im Wasserhaushaltsgesetz (WHG) und im Atomgesetz (AtG) entsprechende Definitionen des „Standes der Technik“ und seiner Varianten. Vgl. § 7 a WHG und § 7 Abs. 2 Ziff. 3 AtG.
Solche Emissionshöchstmengen werden als „Permits“ vor allem in der US-amerikanischen Umweltpolitik angewendet. Vgl. Bonus (1995 b), S. 303.
Genügen verschiedene Technologien dem Stand der Technik, kann er allerdings zwischen diesen wählen.
Damit wird der Begriff der Umweltabgabe für die hiesigen Zwecke auf Abgaben im Sinne der Konzeption von Baumol und Oates reduziert. Diese haben als Ziel, die Senkung umweltschädigenden Verhaltens auf das umweltpolitisch gewünschte Maß anzureizen. Davon abzuheben sind Abgaben mit vordringlicher Finanzierungsfunktion, insbesondere, wenn diese nicht an umweltrelevanten Tatbeständen anknüpfen. Zur Kategorisierung von Umweltabgaben sowie ihrer möglichen Ausgestaltung als Steuern, Gebühren, Beiträge oder Sonderabgaben vgl. beispielsweise Benkert / Bunde / Hansjürgens (1990), S. 69 ff.; Nagel (1993), S. 74 ff.
In verschiedenen Kategorisierungen von Umweltabgaben werden zudem ‘kombinierte Abgaben-/Auflagensysteme’ angeführt. Dieser Abgabentyp wird hier nicht diskutiert, da er keinen instrumentellen Grundtyp, sondern eine Mischform zweier Grundtypen (nämlich Abgaben und Auflagen) darstellt. Zu kombinierten Abgaben-/Auflagensystemen vgl. Wicke (1993), S. 397 ff.; Gawel (1991), S. 84 ff.
Vgl. Endres (1976), S. 153; Kemper(1989), S. 39.
Vgl. Endres (1976), S. 152 f.; Knüppel (1989), S. 46.
Vgl. Knüppel (1989), S. 47. Knüppel merkt an dieser Stelle an, daß die Konzeption einer Technologieabgabe oftmals an der genauen Festlegung des Abgabentatbestandes scheitert. Fallen nur wenige Prozeßtechnologien unter die Bemessungsgrundlage, seien Ausweichreaktionen seitens der Emittenten auf nicht erfaßte, womöglich aber noch weitaus umweltbelastendere Verfahren möglich. Würde die Bemessungsgrundlage hingegen weit gefaßt, degenerierte das Instrument zu einer von allen zu zahlenden Abgabe, die unabhängig von den individuell getätigten Emissionen erhoben wird. Vgl. Knüppel (1989), S. 48. Dieser Argumentation ist jedoch nicht zu folgen. Die Wahl des Produktionsverfahrens als Bemessungsgrundlage hindert nicht daran, die Höhe der Abgabe technologiespezifisch zu differenzieren. Neu entwickelte Technologien bedürfen dann zwar einer Erweiterung des Kataloges abgabepflichtiger Verfahren. Ebenso machen Verfahrensinnovationen aber auch bei alternativen Instrumenten, die an der Technologie anknüpfen (Technologieauflagen, Technologiezertifikate), Anpassungen notwendig.
Vgl. hierzu die Pionierarbeiten von Dales (1968 a) und (1968 b), S. 93 ff. sowie Crocker (1966).
Vgl. Binswanger / Bonus / Timmermann (1981), S. 146 f. Die Aufhebung erteilter Betriebsgenehmigungen und der damit verbundenen Besitzstände wäre rechtlich möglicherweise nur gegen staatliche Kompensationszahlungen durchführbar. Vgl. Kabelitz (1984 b), S. 333.
Vgl. Bonus (1990), S. 348. Der erhöhte Staatsanteil könnte allerdings durch andere Maßnahmen wie kompensierende Steuersenkungen wieder verringert werden. Zudem wurden in der Literatur Auktionsverfahren entwickelt, die nicht mit Einnahmen für den Staat verbunden sind. Zu einem Literaturüberblick vgl. Kemper (1989), S. 44 f., Anmerkung 5.
Vgl. Tietenberg (1980 b), S. 399 f.; Binswanger (1981). Ein drittes, mögliches Erstvergabeverfahren besteht im Verkauf der Umweltlizenzen zum staatlichen Festpreis. Diese Ausgabevariante findet in der umweltpolitischen Diskussion jedoch nur wenig Beachtung, da sie neben den bei einer Versteigerung bestehenden Schwierigkeiten des fehlenden Bestandsschutzes sowie der staatlichen Einnahmeerzielung einen weiteren Nachteil darin besitzt, daß dem Staat der Knappheitspreis der Emissionsrechte nicht bekannt ist. Infolgedessen kann der zur erschöpfenden Ausgabe der Zertifikate notwendige Festpreis allein in einem aufwendigen ‘trial-and-error’-Verfahren ermittelt werden. Vgl. Kemper (1989), S. 45 f.
Vgl. Tietenberg (1980 a), S. 487.
Vgl. Binswanger (1981), S. 91. Allerdings führt diese Vergabeart zu einer Begünstigung von Alt- gegenüber Neuemittenten. Während letztere sich Emissionsrechte am Markt beschaffen müssen, erhalten er-stere sie kostenlos und erzielen so ein Renteneinkommen.
Vgl. Bonus (1996 b), S. 19 f. Weitere, direkt mit der Befristung von Lizenzen verbundene Nachteile werden diskutiert bei Kabelitz (1984 a), S. 318 f.
Vgl. Siebert (1981), S. 43. Allerdings darf durch die Zuweisung dieses Kontingentes nicht das ökologische Ziel überschritten werden.
Für befristete Zertifikate bietet sich dem Staat die Möglichkeit, bei Neuausgabe der Lizenzen den ökologischen Rahmen zu verschärfen, indem der Umfang der zu verteilenden Emissionsrechte entsprechend vermindert wird.
Vgl. Tietenberg (1980 b), S. 399.
Vgl. Kemper (1989), S. 54.
Zu einer Übersicht vgl. Knüppel (1989), S. 76.
Diese von Endres (1985 b) eingeführten Prüfkriterien verwenden beispielsweise Bartel (1994 a); Cansier (1993); Endres (1994); Fritsch / Wein / Ewers (1993), S. 99 ff.; Weimann (1995).
Von der Notwendigkeit räumlich und zeitlich differenzierter Umweltqualitätsziele und dementsprechen-den Anpassungen von Emissionsstandards wird hier also abstrahiert. Kommt es — wie bei CO2 — auch nicht auf die zeitliche Verteilung der Emissionen an, kann sich die Zielvorgabe auf die Vorgabe einer einzuhaltenden Gesamtemission beschränken. Vgl. Heister/ Michaelis u.a. (1990), S. 63 ff.
Emissionsmassenströme geben die Masse des Schadstoffausstoßes je Zeiteinheit an. Als Maßgrößen fungieren beispielsweise kg/h, g/h oder mg/h. Vgl. Kemper (1989), S. 105.
Konzentrationswerte geben die maximale Masse eines Schadstoffs je Volumeneinheit Trägermedium vor. So begrenzt die TA-Luft maximale Schadstoffmengen als g/m3 oder mg/m3 Abluft. Emittenten haben dann die Möglichkeit, über die Erhöhung des Durchsatzes an Abluft ihren Schadstoffausstoß zu erhöhen. Eine direkte Regulierung der Emissionsmenge gelingt dem Staat dann nicht mehr. Vgl. Kemper (1989), S. 105.
Alternativ hierzu ist auch eine Inputauflage ökologisch treffsicher, die die Menge des betrachteten Schadstoffes als Inputfaktor absolut restringiert, wenn ein stabiles, proportionales Verhältnis zwischen Menge des Inputs und folgender Emission besteht.
Vgl. Baumol / Oates (1971), S. 45.
Vgl. Bonus (1990), S. 346 ff.; Cansier(1993), S. 178 ff.
Vgl. hierzu auch Kabelitz (1984 b), S. 295 f. Bonus merkt allerdings an, daß bei einer unbedachten Erstvergabe der Zertifikate an die Altemittenten in direkter Anlehnung an deren bisherige Emissionsauflagen die Gesamtemissionen in Deutschland zunehmen dürften. Dies liegt daran, daß die gemäß den bisherigen Auflagen erlaubten Massenströme von den Emittenten nicht vollständig ausgeschöpft werden. Mit Zuteilung dementsprechender Emissionsrechte würden die nicht benötigten Zertifikate aber in den Markt abgegeben und von den Käufern der Lizenzen zur Emission genutzt. Um dies zu unterbinden, ist mit Einführung von Lizenzen ein Übergang von Massenströmen auf insgesamt zulässige Emissionsmengen erforderlich. Vgl. Bonus (1990), S. 351.
Vgl. Kemper (1989), S. 113 f.
Vgl. beispielsweise Baumol / Oates (1988), S. 163 ff.; Cansier (1993), S. 170 ff.; Endres (1994), S. 121 ff; Weimann(1995), S. 242.
Vgl. Endres(1994), S. 121.
Vgl. Cansier (1993), S. 210. Auflagen sind für bestimmte Ausgestaltungsformen nicht nur auf gesamtwirtschaftlicher, sondern sogar auf einzelwirtschaftlicher Ebene ökonomisch ineffizient. Dabei ist unter einzelwirtschaftlicher Effizienz eines Instrumentes seine Eignung zu verstehen, den Emittenten zur Einhaltung der ihm vorgegebenen umweltpolitischen Norm zu geringstmöglichen Kosten zu veranlassen. Besteht bei der Vorgabe einer Emissionsauflage für den Emittenten der Anreiz, nach der zur Erfüllung dieses Gebotes kostensparendsten Vermeidungsmethode zu suchen, so entfällt diese Möglichkeit, wenn die Auflage auf die Anwendung einer bestimmten Technologie lautet. Vgl. Endres (1994), S. 119.
Vgl. Weimann(1995), S. 264.
Vgl. Baumol/Oates (1988), S. 163 ff.; Endres (1994), S. 123.
Vgl. Endres/Staiger (1995), S. 81; Weimann(1995), S. 227 f.
Vgl. Cansier (1993), S. 200 f.
Wirken Schadstoffe ungleichmäßig über den Raum, so kann es bei räumlich weiter Marktabgrenzung infolge des Emissionsrechtehandels zu solchen Änderungen der Emissionsstruktur kommen, daß lokal überhohe Konzentrationen, sogenannte ‘hot spots’ entstehen. Diese sind aus ökologischen Gründen natürlich durch dementsprechend enge Marktabgrenzungen zu unterbinden. Vgl. Bonus (1992 c), S. 12 f.
Vgl. Walter (1989), S. 135; Hahn /Noll (1982), S. 144 f.
Vgl. Bonus (1980 a), S. 46, 52.
Vgl. auch Weimann (1995), S. 242 f.
Vgl. Cansier (1978), S. 146.
Vgl. Walter (1989), S. 122; Endres (1994), S. 138.
Vgl. Endres (1994), S. 131 f.
Vgl. Endres (1994), S. 133.
Vgl. Bonus (1984 b), S. 337.
Vgl. Walter (1989), S. 125.
Vgl. Bonus (1993 a), S. 95 und Brenck (1996), S. 145. Dies läßt sich auch aus der „Spiegelbildlichkeit“ beider Instrumente ableiten. Die Abgabe fixiert als ‘Preislösung’ den Preis der Umweltnutzung. Die Menge ergibt sich als freier Parameter. Zertifikate fixieren als ‘Mengenlösung’ die Menge der Umweltnutzung. Als freier Parameter ergibt sich der Preis. Mißt man nun die Anreize zu umwelttechnischem Fortschritt am Preis der Emission und nimmt zur Vergleichbarkeit beider Instrumente die gleiche Menge der Umweltnutzung an, so entspricht der Abgabensatz natürlich dem sich ergebenden Kurs des Zertifikats.
Vgl. Siebert (1982), S. 287; Bonus (1981 b), S. 110. Hingegen vermeiden Auflagensysteme, die auch bei Erreichen der Emissionsgrenze weitere Emissionsgenehmigungen ausstellen, zwar die Problematik wirtschaftlicher Verkrustung, verfehlen aber gleichzeitig das ökologische Ziel. Es besteht mithin ein Zielkonflikt zwischen Umweltschutz und Wirtschaftswachstum. Vgl. Endres (1994), S. 142, Anmerkung 72.
Vgl. Bonus (1979 a), S. 144.
Endres (1985 b), S. 76.
Zu den Gründen der Vorteilhaftigkeit frei vergebener Zertifikate vgl. Gliederungspunkt II.B.2.2.3. Kemper zeigt auf, daß wettbewerbspolitische Bedenken wie Preismanipulationen auf dem Lizenzmarkt, eine Verdrängung von Konkurrenten zur Erlangung von Marktmacht, die Abschottung von einem regionalen Faktormarkt sowie die Zertifikatshortung bei im Verfahren des „Grandfathering“ ausgegebenen Lizenzen kaum praktische Relevanz besitzen. Vgl. Kemper (1989), S. 152 ff. sowie grundlegend Bonus (1981 b).
Eine solche Bevorteilung von Altemittenten tritt beim Abgabeninstrument nicht auf, da hier ein jeder-Alt- wie Neuemittent gleichermaßen — nach Maßgabe seiner Emissionstätigkeit zahlen muß.
Vgl. Kemper (1989), S. 159.
Vgl. Siebert (1981), S. 43.
Vgl. Fritsch/ Wein/ Ewers (1993), S. 99 ff.; Weimann (1995), S. 241 ff. und S. 259 ff.
Vgl. auch die Ausführungen unter Gliederungspunkt ILA.4.
Vgl. Bonus (1991), S. 40; Gawel (1994 b), S. 16 ff. und auch Hartkopf / Bohne (1983), S. 186, die einen detaillierten Überblick über das in der Bundesrepublik Deutschland verwendete umweltpolitische Instrumentarium geben.
Insbesondere das bis dahin starre Auflagensystem der amerikanischen Luftreinhaltepolitik wurde durch die Einführung marktwirtschaftlicher Instrumentarien — insbesondere durch die Anwendung von Zertifikaten — flexibilisiert. Einen ersten Schritt hierzu stellt die Einführung des Emissions Trading Program Ende der siebziger Jahre dar. Vgl. Bonus (1984 a); Tietenberg (1985). Daneben wurde 1982 ein Programm mit handelbaren Emissionsrechten zur Verringerung des Bleigehaltes in Benzin erfolgreich implementiert. Vgl. Hahn / Hester (1989), S. 380–391. Einen jüngsten Schub erreichen die Flexibilisierungsbemühungen durch die Umsetzung eines nationalen Zertifikatprogramms zur Bekämpfung des sauren Regens sowie eines Lizenzsystems in Kalifornien zur Eindämmung bodennah wirkender SO2- und NOx-Emissionen. Vgl. zum Acid Rain-Programm Hansjürgens / Fromm (1994) und Endres / Schwarze (1994) sowie zum RECLAIM-Programm in Kalifornien Fromm / Hansjürgens (1994) und Bader / Rahmeyer (1996). Zur Anwendung marktwirtschaftlicher Ansätze im Gewässerschutz vgl. Hahn / Hester (1989), S. 391 ff. und Kemper (1989), S. 310 ff.
Vgl. auch Gawel (1994 b), S. 18. Werden in Europa marktwirtschaftliche Ansätze verfolgt, so konzentrieren sich die Bemühungen auf die Implementation von Abgaben. Vgl. hierzu Organisation for Economic Co-operation and Development (1995); Hahn (1989), S. 23 ff. Das Zertifikateinstrument ist hingegen kaum umgesetzt worden. Vgl. Organisation for Economic Co-operation and Development (1989), S. 118 f. und zur Darstellung eines fehlgeschlagenen Versuchs im deutschen Immissionsschutzrecht Kemper (1989), S. 256 ff.
Vgl. Hansmeyer (1993), S. 74; Gawel (1994 b), S. 13 ff.
Die hier vorgestellte Dreiteilung der Argumentationsstränge ist an die von Gawel (1992) vorgenommene Aufteilung angelehnt, unterscheidet sich aber von dieser. Insbesondere die dort vertretene Abgrenzung der fehlenden Realitätsnähe ökonomischer Politikempfehlungen von der Kritik, die Ökonomie verfolge eine „Totalrevision bestehender Lenkungsinstitute“ (Gawel (1992), S. 269), erscheint künstlich. Die These, marktwirtschaftliche Instrumenten seien pauschal die überlegene politische Alternative, folgt ja gerade aus der fehlenden Nähe des neoklassischen Modells zu den in der Wirklichkeit herrschenden Rahmenbedingungen. Zudem werden bei Gawel historische Argumente — wie der Umstand, daß die ökonomische Theorie auf die Bewältigung der Umweltproblematik Ende der sechziger Jahre weithin unvorbereitet war — vernachlässigt.
Vgl. hierzu stellvertretend Bonus (1985 b); Frey (1985), S. 132 ff. und Horbach (1992).
Vgl. Gliederungspunkt III.C.2.2.
Vgl. beispielsweise Cansier (1993), S. 227; Endres (1985 b), S. 99 ff.; Kemper (1989), S. 98 ff. und 218 ff.
Vgl. Common (1989), S. 1303; Hahn/ Stavins (1992), S. 465 f.; Michaelis (1996 a).
Hansmeyer (1981), S. 18.
Strittige Annahmen des neoklassischen Theoriegebäudes sind dabei mit Bezug auf die Umweltproblematik insbesondere der methodologische Individualismus, das Pareto-Prinzip, die Diskontierung zukünftiger Nutzen, die Substituierbarkeit natürlicher Ressourcen sowie die Annahmen vollständiger Preisflexibilität und vollständiger, kostenloser Information. Vgl. Common (1989); Hampicke (1991); Söllner (1993). Zur Überwindung der mit den einzelnen Annahmen verbundenen Probleme werden unterschiedliche Lösungswege vorgeschlagen, die zum Teil auf einen grundlegenden Paradigmenwechsel hinauslaufen, teils allein Änderungen innerhalb des neoklassischen Analyserahmens bedürfen. Vgl. Söllner (1993), S. 454.
Vgl. beispielsweise Gawel / van Mark (1993); Heister / Michaelis u.a. (1990); Huckestein (1993 a) und (1993 b); Michaelis (1996 b).
Vgl. auch Gawel (1996), S. 16 f. Gawel stellt gleichwohl eine neue, realitätsnähere Rezeption des Ordnungsrechts vor. Vgl. Gawel (1994 b).
Vgl. Coase (1960), S. 15; Richter/Bindseil (1995), S. 133 f.
Vgl. auch Gawel (1993 a), S. 613, Anmerkung 19.
Vgl. Richter/ Furubotn (1996), S. 51 ff.
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Häder, M. (1997). Die umweltökonomische Theorie auf Grundlage des neoklassischen Analyserahmens. In: Umweltpolitische Instrumente und Neue Institutionenökonomik. Gabler Edition Wissenschaft. Deutscher Universitätsverlag, Wiesbaden. https://doi.org/10.1007/978-3-663-09065-6_2
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