Zusammenfassung
Ausgehend von der zuvor dargestellten Property-Rights-Perspektive der Umweltproblematik soll im folgenden untersucht werden, wie der Staat Informationen über die Präferenzen der Individuen für das Gut Umweltqualität erhalten kann, um auf dieser Grundlage die Umweltziele abzuleiten. Im Rahmen dieser Zielbestimmung muß differenziert werden, ob eine Verbesserung oder eine Verschlechterung der Umweltqualität betrachtet wird, da in Abhängigkeit davon unterschiedliche Kompensationsmaße untersucht werden müssen.
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Literatur
Hierbei ist zu beachten, daß die Hickssche Nachfragekurve von konstantem Nutzen, während die Marshallsche Nachfragekurve von konstantem Einkommen ausgeht. Diese beiden entsprechen sich unter der Annahme, daß der Grenznutzen der Individuen für monetäre Größen konstant ist, vgl. Mitchell/Carson (1989), S. 23 f.
Ein zweites Entschädigungsmaß stellt die “Equivalent Variation” dar, die jedoch von einem alternativen Wohlfahrtsniveau bspw. nach der Veränderung der Umweltqualität ausgeht. Da die Ex-ante-Sichtweise im Umweltbereich anschaulicher ist, wurde die “Compensating Variation” ausgewählt. Vgl. zu einer Darstellung dieser Konzepte Boadway/Bruce (1984), Chapter 7, und Keppler (1991).
Vgl. Weber (1993), S. 480.
Vgl. bspw. Randall/Stoll (1983), Mitchell/Carson (1981) und Cummings/Brookshire/Schulze (1986).
Vgl. Hanemann (1991).
Hanemann (1991) veranschaulicht dies am Beispiel des Yosemite-Nationalparks.
Diese Erklärung gilt nur für Mechanismen, die nicht anreizkompatibel sind. Darüber hinaus wurde angeführt, daß Individuen in der Regel nicht gewohnt sind über Kompensationszahlungen zu entscheiden (Starting Point Bias). Crocker/Shogren (1991), S. 78, verdeutlichen dies daran, daß Individuen keine exakten Vorstellungen über die Quantität von Umweltschäden haben. Diese Hypothese konnte bei konstanten Willingness To Pay-Angaben im Zeitablauf bestätigt werden.
Siehe bspw. Brookshire/Coursey/Schulze (1986) und Boyce et al. (1992).
Vgl. bspw. Bishop/Heberlein (1979) und (1980).
Vgl. hierzu auch Weber (1993).
Siehe zu einer Darstellung Kreps (1990a), S. 661 ff., und Feldman (1980), S. 122 ff.
Diese Annahme wird grundsätzlich auch in neueren Arbeiten zur Kontingenzwertmethode getroffen. Vgl. bspw. Carson et al. (1992).
Vgl. Mitchell/Carson (1989), S. 17.
Vgl. zum folgenden Carson et al. (1992).
Arrow et al. (1993), S. 19, zeigen die Notwendigkeit der sorgfältigen Auswahl von Fragen auf das erzielbare Ergebnis auf. Ebenso wie Bishop/Heberlein (1990), S. 85 ff., diskutieren sie die alternative Verwendung von offenen Fragen, Rangfolgen, Auktionen und Dichotomiefragen. So führt bpsw. die Verwendung offenener Fragen i. d. R. zu geringeren Werten als die Auktionierung.
Um dem Leser einen Eindruck zu vermitteln, sei die Studie von Carson et al. (1992) zum
Exxon Valdez-Unglück im Jahr 1989 genannt, in der 1.403 Interviews im Distrikt von Columbia durchgeführt wurden.
Die Wahl der Zahlungsweise hat signifikanten Einfluß auf die erzielbaren Ergebnisse, insbesondere dann, wenn die Individuen glauben, daß ihre Antworten einen Einfluß auf die später zu entrichtende Zahlung hat. Dann gilt, ähnlich wie beim Clarke-Groves-Mechanismus, daß ein Anreiz besteht, die individuelle Zahlungsbereitschaft zu gering anzugeben. Vgl. bspw. Groves (1973). Dagegen kann ein Anreiz zu einer zu hohen Angabe bestehen, falls das beschriebene Umweltszenario realitätsfern wirkt. Durch den Einsatz monetärer Größen, wie es in der experimentellen Spieltheorie üblich ist, bei der die Individuen die präsentierte Zahlungsbereitschaft auch einsetzen müssen, kann dieses Problem jedoch reduziert werden oder wie es Bishop/Heberlein (1990), S. 93, formulieren: “Taken together, these studies suggest that under most circumstances, strategic bias is not a major threat to contingent valuation.”
Vgl. Bishop/Heberlein (1990), S. 83 f.
Vgl. Arrow et al. (1993), S. 1.
Um dem Leser eine Vorstellung dieses Unglücks zu geben, sei angemerkt, daß ungefähr 41,5 Tausend Tonnen Rohöl ausliefen und bis August 1989 schätzungsweise 10.000 Quadratmeilen Wasser verschmutzt waren.
Vgl. Arrow et al. (1993), S. 9.
In der Studie von Desvousges et al. (1992) entsprach die Zahlungsbereitschaft für die Rettung von 2.000 bedrohten Vögeln der von 200.000 Vögeln der gleichen Gattung. Ähnlich waren auch die Ergebnisse von Diamond et al. (1992).
Dieses Problem trifft auch auf die Clark-Groves-Methode zu, da auch in dieser jeweils einzelne öffentliche Güter berücksichtigt werden. Die Frage nach dem gesamten Bündel scheitert an der Komplexität des notwendigen Zusammenhanges, der von den Individuen erfaßt werden müßte.
Vgl. auch Arrow et al. (1993), S. 24.
Vgl. bspw. Mitchell/Carson (1989) und Bishop/Heberlein (1990).
Siehe Arrow et al. (1993) sowie Carson et al. (1992).
Die Bewertung der Kontingenzwertmethode ist darüber hinaus abhängig von den Eigenschaften des öffentlichen Gutes, da es für Individuen leichter ist ihre Zahlungsbereitschaft auszudrücken, wenn es sich um Nationalparks statt um die Luftreinigung eines Gebietes handelt. Siehe hierzu Bishop/Heberlein (1990), S. 101, und Mitchell/Carson (1989), S. 296.
Diese Argumentation berücksichtigt jedoch nur eine Seite des Verursacherprinzips, da in Abhängigkeit von der gegebenen Property-Rights-Allokation auch ein konträrer Transfer betrachtet werden kann.
Im Rahmen dieser Formulierung zur kostenminimalen Allokation der Reduktionen wurde die Prämisse einer ortsunabhängigen Diffusionsfunktion des Schadstoffes unterstellt.
Vgl. bspw. Kemper (1989), S. 65 ff., der die einzelnen Kriterien weiter differenziert oder auch Endres (1985), S. 75, der wettbewerbs- und strukturpolitische Aspekte untersucht. Da diese Diskussion jedoch nicht den Schwerpunkt der Arbeit bildet, sondern dem Leser nur einen Überblick verschaffen soll, werden weitere Kriterien nicht berücksichtigt.
In der Literatur wird darüber hinaus noch distributive Effizienz unterschieden vgl. bspw. Gawel (1991), S. 21 f. Zur Diskussion statischer Effizienz vgl. Endres (1994), S. 118 f, und Tietenberg (1984), S. 21. Dagegen definiert Kemper (1989), S. 85, ein Instrument als ökonomisch effizient, wem es “die sichere Einhaltung des ökologischen Ziels… zu insgesamt geringeren Kosten gewährleistet.”
Ohne den späteren Ergebnissen vorzugreifen, sei bereits hier angeführt, daß eine wohlfahrtsma-ximierende Zielvorgabe bei den klassischen Instrumenten (Auflagen, Steuern, Zertifikate) i. d. R. nicht erzielt werden kann, da hier die Vorgabe exogen erfolgt. Dagegen ist für die in Kapitel IV abzuleitenden anreizkompatiblen Umweltinstrumente festzustellen, daß trotz eines wohlfahrtsorientierten Ansatzes lediglich unter spezifischen Rahmenbedingungen eine effiziente Zielbestimmung stattfindet.
Zu dieser Herleitung siehe Tietenberg (1985), S. 16 ff.
Vgl. Pigou (1932).
Siehe Dales (1968a), (1968b) und Crocker (1966).
Für Darstellungen siehe die Arbeiten von Baumol/Oates (1989), Tietenberg (1984), Siebert
) und Weimann (1991).
Dabei wird im folgenden jeweils nur der isolierte Einsatz dieser Instrumente untersucht. Für die Analyse von Instrumentenbündeln vgl. Gawel (1991).
Anzumerken ist jedoch, daß diese beim Emittenten ansetzende Politik letztlich nicht dem Verursacherprinzip gleichzusetzen ist, da der Emittent lediglich für die Einhaltung des Umweltinstruments und nicht für alle entstehenden Schäden verantwortlich gemacht werden kann. Vielmehr geht durch die Einhaltung der umweltpolitischen Anforderung die Haftung vom Emittenten auf den Staat über, so daß sich der Emittent auf die Rechtmäßigkeit seiner Handlung berufen kann. Vgl. Karl (1987), S. 223, und zu einer Diskussion des Verursacherprinzips Kabelitz (1977), S. 12.
Vgl. Endres (1994), S. 97.
Die damit verbundenen Auswirkungen auf den Produktionsprozeß werden im Rahmen dieser Arbeit vernachlässigt.
Diese Annahme wird zwar in anderen Abhandlungen nicht explizit genannt, sondern es wird unterstellt, daß sich die Emittenten an die entsprechenden staatlichen Anordnungen halten oder daß ihre Einhaltung überwacht und ihre Übertretung geahndet wird. Siehe Endres (1994), S. 101. Da jedoch bei weiteren Analysen jeweils von Transaktionskosten abstrahiert wird, erscheint die hier getroffenen Annahme als vertretbar.
Vgl. Prosi (1989b), S. 264.
Vgl. Bonus (1984a), S. 323.
Vgl. hierzu Siebert (1992), S. 131 f., und Kemper (1989), S. 104.
Weimann (1991), S. 181, weist darüber hinaus darauf hin, daß nur beim völligen Emissionsverbot Auflagen statisch effizient sind, da für diese Form der Anwendung keine Informationsanforderungen bzgl. der Kostenfunktion seitens der Umweltbehörde bestehen.
Bonus (1981), spricht in diesem Zusammenhang vom “Schweigekartell der Oberingenieure”.
Siehe hierzu auch Gawel (1991), S. 31, und zu einer Diskussion des “Stands der Technik” Kemper (1989), S. 106, Weimann (1991), S. 193 und Endres (1988).
Zur entscheidungstheoretischen Betrachtung der Befolgung von Umweltschutzauflagen, wenn die in dieser Arbeit getroffene Prämisse des kostenlosen und perfekten Monitorings der Emissionen nicht gilt, vgl. Terhart (1986).
Sieben (1992), S. 131.
Vgl. hierzu auch Weimann (1991), S. 155, und Bonus (1984b), S. 171. Bei letzterem Argument ist allerdings zu beachten, daß die Wähler je nach “persönlicher Betroffenheit” unterschiedliche Maßstäbe ansetzen. Beispielhaft sei an dieser Stelle die Einführung von Energiesteuern angeführt, bei denen die Wähler als betroffene Konsumenten zwar die ökologische Notwendigkeit sehen, diese aufgrund der eigenen Betroffenheit jedoch nicht umsetzen.
Zu Zertifikaten und deren vielfältigen Ausgestaltungsmöglichkeiten siehe Kille (1992).
Vgl. Sieben (1992), S. 138.
Vgl. Bonus (1980b), S. 14 ff.
Zu den Möglichkeiten der Erstvergabe vgl. Endres (1985), S. 34 ff.
Vgl. Bonus (1972), S. 349. Die formale Darstellung entspricht der Steuerlösung, nur daß Sdurch den Zertifikatpreis pro emittierter Schadstoffeinheit ersetzt werden muß, den der Emittent für notwendige Zertifikate zahlen muß oder für überschüssige erhält. Darüber hinaus wird deutlicht, daß sich die Steuer-und Zertifikatlösung unter vollständiger Information entsprechen. Siehe Oates/Cropper (1992), S. 682.
“… in any event: no ideology! No ”private property“! Just ”Property Rights“, by whomever exercised.” Dales (1968a), S. 61.
Zu den mit der Zertifikatslösung verbundenen Probleme der Entstehung von Marktmacht vgl. bspw. Weimann (1991), S. 179, und Endres (1985), S. 80.
Hierbei ist zu beachten, daß die Veräußerung von nicht mehr benötigten Zertifikaten in Abhängigkeit von dem zugrundeliegenden Markt zu Kursabschlägen führen kann. Aus Sicht eines einzelnen Emittenten kann diese Unsicherheit auf der Erlösseite die Anreizwirkung zu technischem Fortschritt mindern. Dies gilt allerdings nur, wenn von der Annahme eines kompetitiven Marktes abgewichen wird und der Emittent, aufgrund seiner Größe und der damit verbundenen Anzahl von Zertifikaten, den Kurs beeinflussen kann.
Vgl. zu diesem Absatz Endres (1985), S. 104. Es sei an dieser Stelle darauf hingewiesen, daß sich diese Aussage mangelnder politischer Durchsetzbarkeit auf die gegenwärtige umweltpolitische Lage in der Bundesrepublik Deutschland bezieht. Dagegen sieht bspw. die in den USA verabschiedete Fassung des Clean Air Acts eine ausdrückliche Verbriefung der S02-Emissionen von Kraftwerken und deren zukünftigen Handel an der Chicago Board of Trade vor. Vgl. Clean Air Act Amendments (1990), Sec. 401, b und Kete (1991).
Zur Diskussion der mit der administrativen Implementation verbundenen Probleme vgl. Gawel (1991), S. 9 ff., und Hansmeyer (1993), S. 77.
Die marktwirtschaftlichen Instrumente werden daher im weiteren vernachlässigt. Die Arbeit konzentriert sich vielmehr auf den Vergleich des “klassischen” ordnungspolitischen Ansatzes mit der nachfolgend entwickelten Auflagenlösung.
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Balks, M. (1995). Ziele und Instrumente der Umweltpolitik. In: Umweltpolitik aus Sicht der Neuen Institutionenökonomik. DUV: Wirtschaftswissenschaft. Deutscher Universitätsverlag, Wiesbaden. https://doi.org/10.1007/978-3-663-12476-4_3
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