Working Group III – Mitigation of Climate Change Chapter 15 National and Sub-national Policies and Institutions   A report accepted by Working Group III of the IPCC but not approved in detail.   Note:  This document is the copy‐edited version of the final draft Report, dated 17 December 2013, of the  Working  Group  III  contribution  to  the  IPCC  5th  Assessment  Report  "Climate  Change  2014:  Mitigation of Climate Change" that was accepted but not approved in detail by the 12th Session of  Working Group III and the 39th Session of the IPCC on 12 April 2014 in Berlin, Germany. It consists  of the full scientific, technical and socio‐economic assessment undertaken by Working Group III.   The  Report  should  be  read  in  conjunction  with  the  document  entitled  “Climate  Change  2014:  Mitigation of Climate Change. Working Group III Contribution to the IPCC 5th Assessment Report ‐  Changes to the underlying Scientific/Technical Assessment” to ensure consistency with the approved  Summary  for  Policymakers  (WGIII:  12th/Doc.  2a,  Rev.2)  and  presented  to  the  Panel  at  its  39th  Session.  This  document  lists  the  changes  necessary  to  ensure  consistency  between  the  full  Report  and  the  Summary  for  Policymakers,  which  was  approved  line‐by‐line  by  Working  Group  III  and  accepted by the Panel at the aforementioned Sessions.  Before publication, the Report (including text, figures and tables) will undergo final quality check as  well as any error correction as necessary, consistent with the IPCC Protocol for Addressing Possible  Errors. Publication of the Report is foreseen in September/October 2014.   Disclaimer:  The designations employed and the presentation of material on maps do not imply the expression of  any opinion whatsoever on the part of the Intergovernmental Panel on Climate Change concerning  the  legal  status  of  any  country,  territory,  city  or  area  or  of  its  authorities,  or  concerning  the  delimitation of its frontiers or boundaries.  Final Draft  Chapter:  Title:  Author(s):    15  Chapter 15 IPCC WGIII AR5    National and Sub‐national Policies and Institutions   CLAs:  LAs:  Eswaran Somanathan, Thomas Sterner, Taishi Sugiyama  Donald Chimanikire, Navroz K. Dubash, Joseph Kow Essandoh‐Yeddu,  Solomone Fifita, Lawrence Goulder, Adam Jaffe, Xavier Labandeira,  Shunsuke Managi, Catherine Mitchell, Juan Pablo Montero, Fei Teng,  Tomasz Zylicz  Arild Angelsen, Kazumasu Aoki, Kenji Asano, Michele Betsill, Rishikesh  Ram Bhandary, Nils‐Axel Braathen, Harriet Bulkeley, Dallas Burtraw,  Ann Carlson, Luis Gomez‐Echeverri, Erik Haites, Frank Jotzo, Milind  Kandlikar, Osamu Kimura, Gunnar Köhlin, Hidenori Komatsu, Andrew  Marquard, Michael Mehling, Duane Muller, Luis Mundaca, Michael  Pahle, Matthew Paterson, Charles Roger, Kristin Seyboth, Elisheba  Spiller, Christoph von Stechow, Paul Watkiss, Harald Winkler, Bridget  Woodman  Martin Jänicke, Ronaldo Seroa da Motta, Nadir Mohamed Awad  Suliman  Rishikesh Ram Bhandary   CAs:      REs:  CSA:    1 of 102   Final Draft  Chapter 15 IPCC WGIII AR5    Chapter 15:    National and Sub‐National Policies and Institutions  Contents    Executive Summary ................................................................................................................................. 5 15.1 Introduction ................................................................................................................................ 8 15.2 Institutions and Governance ...................................................................................................... 9 15.2.1 Why institutions and governance matter ........................................................................... 9 15.2.2 Increase in government institutionalization of climate mitigation actions ........................ 9 15.2.3 Climate Change Mitigation through Sectoral Action ........................................................ 11 15.2.4 Co‐Benefits as a driver of mitigation action ...................................................................... 12 15.2.5 Sub‐national Climate Action and Interaction across Levels of Governance ..................... 14 15.2.6 Drivers of National and Sub‐national Climate Action ....................................................... 15 15.2.7 Summary of institutions and governance ......................................................................... 16 15.3 Characteristics and classification of policy instruments and packages .................................... 16 15.3.1 Economic Instruments....................................................................................................... 16 15.3.2 Regulatory Approaches ..................................................................................................... 17 15.3.3 Information Policies .......................................................................................................... 17 15.3.4 Government Provision of Public Goods and Services and Procurement .......................... 18 15.3.5 Voluntary Actions .............................................................................................................. 18 15.4 Approaches and tools used to evaluate policies and institutions ............................................ 18 15.4.1 Evaluation Criteria ............................................................................................................. 18 15.4.2 Approaches to Evaluation ................................................................................................. 18 15.5 Assessment of the Performance of Policies and Measures, including their policy design, in  developed and developing countries taking into account development level and capacity ........ 19 15.5.1 Overview of policy implementation .................................................................................. 19 15.5.2 Taxes, Charges, and Subsidy Removal  .............................................................................. 24 . 15.5.2.1 Overview .................................................................................................................... 24 15.5.2.2 Environmental effectiveness and efficiency .............................................................. 25 15.5.2.3 Distributional incidence and feasibility ..................................................................... 27 . 15.5.2.4 Design issues: exemptions, revenue recycling, border adjustments  ........................ 28 . 15.5.3 Emissions Trading .............................................................................................................. 30 15.5.3.1 Overview of emissions trading schemes  ................................................................... 30 . 15.5.3.2 Has emissions trading worked? ................................................................................. 30 15.5.3.3 Sector coverage and scope of the cap ....................................................................... 32 15.5.3.4 Setting the level of the cap ........................................................................................ 33   2 of 102   Final Draft  Chapter 15 IPCC WGIII AR5    15.5.3.5 Allocations ................................................................................................................. 34 . 15.5.3.6 Linking of schemes ..................................................................................................... 34 15.5.3.7 Other design issues: banking, offsets, leakage, price volatility and market power .. 35 15.5.3.8 Choice between taxes and emissions trading  ........................................................... 35 . 15.5.4 Regulatory Approaches ..................................................................................................... 37 15.5.4.1 Overview of the implementation of regulatory approaches ..................................... 37 15.5.4.2 Environmental effectiveness of energy efficiency regulations .................................. 38 15.5.4.3 Cost effectiveness of energy efficiency regulations .................................................. 38 15.5.5 Information Measures ....................................................................................................... 40 15.5.6 Government Provision of Public Goods or Services, and Procurement ............................ 40 15.5.7 Voluntary Actions .............................................................................................................. 42 15.5.7.1 Government‐sponsored voluntary programmes for firms ........................................ 42 15.5.7.2 Voluntary agreements as a major complement to mandatory regulations .............. 42 15.5.7.3 Voluntary agreements as a policy instrument in governmental mitigation plan ...... 43 15.5.7.4 Synthesis .................................................................................................................... 44 15.5.8 Summary ........................................................................................................................... 45 15.6 Technology Policy and R&D Policy  ........................................................................................... 46 . 15.6.1 Overview of the role of technology policy and R&D policy .............................................. 46 15.6.2 Experience with Technology Policy ................................................................................... 47 15.6.2.1 Intellectual property .................................................................................................. 47 15.6.2.2 Public funding of research and development ............................................................ 48 15.6.2.3 Policies to foster or accelerate deployment and diffusion of new technologies ...... 49 15.6.3 The impact of environmental policy instruments on technological change ..................... 50 15.6.4 The social context of technological transitions and its interaction with policy ................ 51 15.6.5 Building programme evaluation into government technology programmes ................... 52 15.6.6 Summary of technology policy and R&D policy ................................................................ 52 15.7 Synergies and Tradeoffs among Policies .................................................................................. 52 15.7.1 Relationship between policies with different objectives .................................................. 53 15.7.2 Interactions between climate policies conducted at different jurisdictional levels ......... 54 15.7.2.1 Beneficial interactions ............................................................................................... 54 15.7.2.2 Problematic interactions  ........................................................................................... 55 . 15.7.3 Interactions between policies conducted at the same jurisdictional level ....................... 55 15.7.3.1 Beneficial interactions ............................................................................................... 55 15.7.3.2 Problematic interactions  ........................................................................................... 56 . 15.8 National, State and Local Linkages ........................................................................................... 57 . 15.8.1 Overview of linkages across jurisdictions  ......................................................................... 57   3 of 102   Final Draft  Chapter 15 IPCC WGIII AR5    15.8.2 Collective Action Problem of Sub‐National Actions .......................................................... 58 15.8.3 Benefits of Sub‐National Actions ...................................................................................... 58 15.8.4 Summary ........................................................................................................................... 59 15.9 The role of stakeholders including NGOs ................................................................................. 59 15.9.1 Advocacy and Accountability ............................................................................................ 59 15.9.2 Policy Design and Implementation ................................................................................... 60 15.9.3 Summary of the role of stakeholders ................................................................................ 60 15.10 Capacity Building .................................................................................................................... 60 15.10.1 Capacity to analyze the implications of climate change ................................................. 61 15.10.2 Capacity to design, implement and evaluate policies ..................................................... 61 15.10.3 Capacity to take advantage of external funding and flexible mechanisms .................... 62 15.10.4 Capacity building modalities ........................................................................................... 62 15.11 Links to Adaptation ................................................................................................................. 62 15.12 Investment and Finance ......................................................................................................... 64 15.12.1 National and sub‐national institutions and policies  ....................................................... 64 . 15.12.2 Policy change direction for finance and investments in developing countries .............. 66 15.13 Gaps in Knowledge and Data .................................................................................................. 66 15.14 Frequently Asked Questions ................................................................................................... 67 References ........................................................................................................................................ 69     4 of 102   Final Draft  Chapter 15 IPCC WGIII AR5    Executive Summary  Since the Intergovernmental Panel on Climate Change (IPCC) Fourth Assessment Report (AR4), there  has been a marked increase in national policies and legislation on climate change, however, these  policies, taken together, have not yet achieved a substantial deviation in emissions from the past  trend. Many baseline scenarios (those without additional policies to reduce emissions) show GHG  concentrations that exceed 1000 ppm CO2eq by 2100, which is far from a concentration with a likely  probability of maintaining temperature increases below 2°C this century.  Mitigation scenarios  suggest that a wide range of environmentally effective policies could be enacted that would be  consistent with such goals. This chapter assesses national and sub‐national policies and institutions  to mitigate climate change in this context. It assesses the strengths and weaknesses of various  mitigation policy instruments and policy packages and how they may interact either positively or  negatively. Sector‐specific policies are assessed in greater detail in the individual sector chapters (7– 12).  Major findings are summarized as follows. [Section 15.1]  The design of institutions affects the choice and feasibility of policy options as well as the  sustainable financing of climate change mitigation measures (limited evidence, medium  agreement). By shaping appropriate incentives, creating space for new stakeholders in decision  making, and by transforming the understanding of policy choices, institutions designed to encourage  participation by representatives of new industries and technologies can facilitate transitions to low‐ emission pathways, while institutions inherited unchanged from the past can perpetuate lock‐in to  high‐carbon development paths. [15.2, 15.6]  There has been a considerable increase in national and sub‐national policies and institutions to  address climate change since AR4 (medium evidence, high agreement). Policies and strategies are in  their early stages in many countries, and there is inadequate evidence to assess whether and how  they will result in appropriate institutional and policy change, and thus, their impact on future  emissions. However, to date these policies, taken together, have not yet achieved a substantial  deviation in emissions from the past trend. Theories of institutional change suggest they might play  a role in shaping incentives, political contexts, and policy paradigms in a way that encourages  emissions reductions in the future. [15.1, 15.2]    Sector‐specific policies have been more widely used than economy‐wide, market‐based policies  (medium evidence, high agreement). Although economic theory suggests that economy‐wide  market‐based policies are generally more cost‐effective, political economy considerations often  make those policies harder to achieve than sectoral policies. Sector‐specific policies may also be  needed to overcome sectoral market failures that price policies do not address. For example,  building codes can require publicly funded energy efficient investments where private investments  would otherwise not exist. Sector approaches also allow for packages of complementary policies, as,  for example, in transport, where pricing policies that raise the cost of carbon‐intensive forms of  private transport are more effective when backed by public investment in viable alternatives. [15.1,  15.2, 15.5, 15.8, 15.9]  Regulatory approaches and information measures are widely used, and are often environmentally  effective, though debate remains on the extent of their environmental impacts and cost  effectiveness (medium evidence, medium agreement). Examples include energy efficiency standards  and labelling programmes that can help consumers make better‐informed decisions.  While such  approaches often work at a net social benefit, the scientific literature is divided on whether such  policies are implemented with negative private costs to firms and individuals. Since AR4 there has  been continued investigation into ‘rebound’ effects that arise when higher efficiency leads to lower  energy prices and greater consumption. There is general agreement that such rebound effects exist,  but there is low agreement in the literature on the magnitude. [3.9.5, 8.3, 9.7.2.4, 15.5.4, 15.5.5]    5 of 102   Final Draft  Chapter 15 IPCC WGIII AR5    Fuel taxes are an example of a sector‐specific policy and are often originally put in place for  objectives such as revenue – they are not necessarily designed for the purpose of climate change  mitigation (high confidence). In Europe, where fuel taxes are highest, they have contributed to  reductions in carbon emissions from the transport sector of roughly 50% for this group of countries.  The short‐run response to higher fuel prices is often small, but long‐run price elasticities are quite  high, or roughly ‐0.6 to ‐0.8. This means that in the long run, 10% higher fuel prices correlate with  7% reduction in fuel use and emissions. In the transport sector, taxes have the advantage of being  progressive or neutral in most countries and strongly progressive in low‐income countries. [15.5.2]  Reduction of subsidies to fossil energy can result in significant emission reductions at negative  social cost (high confidence). [15.5.2] Although political economy barriers are substantial, many  countries have reformed their tax and budget systems to reduce fuel subsidies that actually accrue  to the relatively wealthy, and utilized lump‐sum cash transfers or other mechanisms that are more  targeted to the poor. [15.5.3]  Cap and trade systems for greenhouse gases are being established in a growing number of  countries and regions (limited evidence, medium agreement). Their environmental effect has so far  been limited because caps have either been loose or have not yet been binding. There appears to  have been a tradeoff between the political feasibility and environmental effectiveness of these  programmes, as well as between political feasibility and distributional equity in the allocation of  permits. Greater environmental effectiveness through a tighter cap may be combined with a price  ceiling that makes for political feasibility. [15.5.3]  Carbon taxes have been implemented in some countries and—alongside technology and other  policies—have contributed to decoupling of emissions from gross domestic product (GDP) (high  confidence). Differentiation by sector, which is quite common, reduces cost‐effectiveness that arises  from the changes in production methods, consumption patterns, lifestyle shifts, and technology  development, but it may increase political feasibility, or be preferred for reasons of competitiveness  or distributional equity.  In some countries, high carbon and fuel taxes have been made politically  feasible by refunding revenues or by lowering other taxes in an environmental fiscal reform. [15.2,  15.5.2, 15.5.3]  Adding a mitigation policy to another may not necessarily enhance mitigation (high confidence).  For instance, if a cap and trade system has a sufficiently stringent cap, then other policies such as  renewable subsidies have no further impact on total emissions (although they may affect costs and  possibly the viability of more stringent future targets). If the cap is loose relative to other policies, it  becomes ineffective. This is an example of a negative interaction between policy instruments.  Since  other policies cannot be ‘added on’ to a cap‐and‐trade system, if it is to meet any particular target, a  sufficiently low cap is necessary. A carbon tax, on the other hand, can have an additive  environmental effect to policies such as subsidies to renewables. [15.7]  There is a distinct role for technology policy as a complement to other mitigation policies (high  confidence).  Properly implemented technology policies reduce the cost of achieving a given  environmental target.  Technology policy will be most effective when technology‐push policies (e.g.,  publicly funded research and development (R&D)) and demand‐pull policies (e.g., governmental  procurement programmes or performance regulations) are used in a complementary fashion (robust  evidence, high agreement). [15.6] While technology‐push and demand‐pull policies are necessary,  they are unlikely to be sufficient without complementary framework conditions.  Managing social  challenges of technology policy change may require innovations in policy and institutional design,  including building integrated policies that make complementary use of market incentives, authority  and norms (medium evidence, medium agreement). [15.6.5].   Since AR4, a large number of countries and sub‐national jurisdictions have introduced support  policies for renewable energy such as feed‐in tariffs (FIT) and renewable portfolio standards (RPS).  These have promoted substantial diffusion and innovation of new energy technologies such as wind    6 of 102   Final Draft  Chapter 15 IPCC WGIII AR5    turbines and photovoltaic (PV) panels, but have raised questions about their economic efficiency,  and introduced challenges for grid and market integration (7.12, 15.6).  Worldwide investment in research in support of climate change mitigation is small relative to  overall public research spending (medium evidence, medium agreement). The effectiveness of  research support will be greatest if it is increased slowly and steadily rather than dramatically or  erratically   It is important that data collection for programme evaluation be built into technology  policy programmes, because there is very little empirical evidence on the relative effectiveness of  different mechanisms for supporting the creation and diffusion of new technologies. [15.6.2, 15.6.5]  Public finance mechanisms reduce risks that deter climate investments (high confidence). The  future value of carbon permits created by an economic instrument such as cap and trade may, for  example, not be accepted as sufficiently secure by banks. Government public finance mechanisms to  reduce risks include debt and equity mechanisms, carbon finance, and innovative grants. [15.12]  Government planning and provision can facilitate shifts to less energy and GHG‐intensive  infrastructure and lifestyles (high confidence). This applies particularly when there are indivisibilities  in the provision of infrastructure as in the energy sector (e.g., for electricity transmission and  distribution or district heating networks); in the transport sector (e.g., for non‐motorized or public  transport), and in urban planning. The provision of adequate infrastructure is important for  behavioural change (medium evidence, high agreement) [15.5.6].  Successful voluntary agreements on mitigation between governments and industries are  characterized by a strong institutional framework with capable industrial associations (medium  evidence, medium agreement). The strengths of voluntary agreements are speed and flexibility in  phasing measures, and facilitation of barrier removal activities for energy efficiency and low  emission technologies. Regulatory threats, even though the threats are not always explicit, are also  an important factor for firms to be motivated. There are few environmental impacts without a  proper institutional framework (medium evidence, medium agreement). [15.5.5]  Synergies and tradeoffs between mitigation and adaptation policies may exist in the land‐use  sector (medium evidence, medium agreement). For other sectors such as industry and power, the  connections are not obvious. [15.11]   The ability to undertake policy action requires information, knowledge, tools, and skills, and  therefore capacity building is central both for mitigation and to the sustainable development  agenda. (medium evidence, high agreement). The needs for capacity building include capacity to  analyze the implications of climate change; capacity to formulate, implement, and evaluate policies;  capacity to take advantage of external funding and flexible mechanisms; and capacity to make  informed choices of the various capacity building modalities. [15.10]   Mainstreaming climate change into development planning has helped yield financing for various  climate policy initiatives (medium evidence, medium agreement). Among developing and some least  developed countries, an emerging trend is the establishment of national funding entities dedicated  to climate change. While diverse in design and objectives, they tap and blend international and  national sources of finance, thereby helping to improve policy coherence and address aid  fragmentation. Financing adaptation and mitigation in developing countries is crucial from the  viewpoint of welfare and equity (medium evidence, high agreement). [15.12]  Gaps in knowledge: The fact that various jurisdictions produce various policy instruments influenced  by co‐benefits and political economy and that they interact in complex manners makes it difficult to  evaluate the economic and environmental effectiveness of individual policy instrument as well as  policy package of a nation. Most importantly, it is not known with certainty how much an emission  reduction target may cost to the economy in the real world in comparison to the ‘first best’ optimal  solution estimated by economic models in other chapters in this report. Costs may be under‐stated  or over‐stated.    7 of 102   Final Draft  Chapter 15 IPCC WGIII AR5    15.1   Introduction  This chapter assesses national and sub‐national mitigation policies and their institutional settings.  There has been a marked increase in national policies and legislation on climate change since the  AR4 with a diversity of approaches and a multiplicity of objectives (see Section 15.2). However,  Figure 1.9 of Chapter 1 suggests that these policies, taken together, have not yet achieved a  substantial deviation in emissions from the past trend. Limiting concentrations to levels that would  be consistent with a likely probability of maintaining temperature increases below 2°C this century  (scenarios generally in the range of 430–480 ppmv CO2eq) would require that emissions break from  these trends and be decreased substantially. In contrast, concentrations exceed 1000 ppmv CO2eq  by 2100 in many baseline scenarios (that is, scenarios without additional efforts to reduce  emissions).   The literature on mitigation scenarios provides a wide range of CO2 shadow price levels consistent  with these goals, with estimates of less than USD 50/tCO2 in 2020 in many studies and exceeding  USD 100/tCO2 in others, assuming a globally‐efficient and immediate effort to reduce emissions.  These shadow prices exhibit a strongly increasing trend thereafter. Policies and instruments are  assessed in this light.  Section 15.2 assesses the role of institutions and governance. Section 15.3 lays out the classification  of policy instruments and packages, while 15.4 discusses the methodologies used to evaluate  policies and institutions. The performance of various policy instruments and measures are  individually assessed in Sections 15.5 and 15.6.    The two main types of economic instruments are price instruments, that is, taxes and subsidies  (including removal of subsidies on fossil fuels), and quantity instruments – emission‐trading systems.  These are assessed in Sections 15.5.2 and 15.5.3 respectively. An important feature of both these  instruments is that they can be applied at a very broad, economy‐wide scale. This is in contrast to  the regulation and information policies and voluntary agreements which are usually sector‐specific.  These policies are assessed in Sections 15.5.4, 15.5.5, and 15.5.7. Government provision and  planning is discussed in 15.5.6. The next section, 15.6, provides a focused discussion on technology  policy including research and development and the deployment and diffusion of clean energy  technologies. In addition to technology policy, longer‐term effects of the policies assessed in Section  15.5 are addressed in Section 15.6.  Both these sections, 15.5 and 15.6, bring together lessons from policies and policy packages used at  the sectoral level from Chapters 7 (Energy), 8 (Transport), 9 (Buildings), 10 (Industry), 11  (Agriculture, Forestry and Land Use) and Chapter 12 (Human Settlements, Infrastructure, and Spatial  Planning).   The following sections further assess the interaction among policy instruments, as they are not  usually used in isolation, and the impacts of particular instruments depend on the entire package of  policies and the institutional context. Section 15.7 reviews interactions, both beneficial and harmful,  that may not have been planned. The presence of such interactions is in part a consequence of the  multi‐jurisdictional nature of climate governance as well as the use of multiple policy instruments  within a jurisdiction.  Section 15.8 examines the deliberate linkage of policies across national and  sub‐national jurisdictions.   Other key issues are further discussed in dedicated sections. They are: the role of stakeholders  including non‐governmental organizations (NGOs) (15.9), capacity building (15.10), links between  adaptation and mitigation policies (15.11), and investment and finance (15.12). Gaps in knowledge  are collected in 15.13.      8 of 102   Final Draft  Chapter 15 IPCC WGIII AR5    15.2   Institutions and Governance  15.2.1    Why institutions and governance matter  Institutions and processes of governance (see Annex 1: Glossary for definitions) shape and constrain  policy‐making and policy implementation in multiple ways relevant for a shift to a low carbon  economy. First, institutions—understood as formal rules and informal norms—set the incentive  structure for economic decision making (North, 1991), influencing, for example, decisions about  transportation investments, and behavioural decisions relevant to efficient energy use. Second,  institutions shape the political context for decision making, empowering some interests and  reducing the influence of others (Steinmo et al., 1992; Hall, 1993). Harrison (2012) illustrates this  with respect to environmental tax reform in Canada.  Third, institutions can also shape patterns of  thinking and understanding of policy choices – through both normative and cognitive effects (Powell  and DiMaggio, 1991).  These effects can result in dominant policy paradigms—ideas, policy goals,  and instruments—that favour some actions and exclude others from consideration (Radaelli and  Schmidt, 2004). For example, existing energy systems are likely to remain in place without  appropriate institutional change (Hughes, 1987) and changes in discourse, which would perpetuate  existing technologies and policies and lock out new ones (Unruh, 2000; Walker, 2000). More  generally, a mismatch between social‐ecological context and institutional arrangements can lead to  a lack of fit and exert a drag on policy and technological response (Young, 2002).   15.2.2    Increase in government institutionalization of climate mitigation actions  There has been a definite increase since AR4 in formal governmental efforts to promote climate  change mitigation. These efforts are diverse in their approach, scale, and emphasis, and take the  form of legislation, strategies, policies, and coordination mechanisms. Many of these are relatively  recent, and often in the design or early implementation stage. As a result, it is premature to evaluate  their effectiveness and there is insufficient literature as yet that attempts to do so. Since global  greenhouse gas emissions have continued to increase in recent years (Chapter 5 and Section 15.1), it  will be important to closely monitor this trend to evaluate if policies and institutions created are  sufficiently strong and effective to lead to the reductions required to stabilize global temperature,  for instance, at the 2°C target. This section reviews national centralized governmental actions, while  15.2.3 discusses sectoral actions and 15.2.5 examines the roles of other stakeholders including non‐ state actors.  A review of climate legislation and strategy in almost all United Nation (UN) Member States shows  that there has been a substantial increase in these categories between 2007 and 2012 (Dubash et  al., 2013) (See Figure 15.1). Dubash et. al. (2013) define climate legislation as mitigation‐focused  legislation that goes beyond sectoral action alone, while climate strategy is defined as a non‐ legislative plan or framework aimed at mitigation that encompasses more than a small number of  sectors, and that includes a coordinating body charged with implementation. International pledges  are not included. By these definitions, 39% of countries, accounting for 73% of population and 67%  of greenhouse gas emissions, were covered by climate law or strategies in 2012, an increase from  23% of countries, 36% of population, and 45% of emissions in 2007. There are also strong regional  differences, with Asia and Latin America recording the fastest rate of increase. Taken as a block, in  2012, 49% of current emissions from the developing world regions of Asia, Africa, and Latin America  were under climate law and 77% of emissions were under either law or strategy, while for the  developed world regions of Organisation for Economic Co‐operation and Development 1990  Countries OECD‐1990 and Economies in Transition (EIT) the equivalent numbers are 38% and 56%.  Finally, while the number of countries with climate legislation increased marginally from 18% to 22%  over this period, the number of countries with climate strategies increased from 5% to 18%,    9 of 102   Final Draft  Chapter 15 IPCC WGIII AR5    suggesting many more countries are adopting a strategy‐led approach. (For regional aggregations  see Annex II.2) Figure 15.1 National Climate legislation and strategies in 2007 and 2012.1 Reproduced from Dubash et al, (2013). In this figure, climate legislation is defined as mitigation-focused legislation that goes beyond sectoral action alone. Climate strategy is defined as a non-legislative plan or framework aimed at mitigation that encompasses more than a small number of sectors, and that includes a coordinating body charged with implementation. International pledges are not included, nor are subnational plans and strategies. The panel shows proportion of GHG emissions covered. Climate legislation and strategies follow a wide diversity of approaches to operationalization and  implementation. The imposition of carbon prices is one approach widely discussed in the literature  (See Section 15.5) but less frequently implemented in practice. Examples include the European  Union’s Emissions Trading Scheme (ETS) (See Section 14.4.2) or setting of carbon taxes (see Section  15.5.2). One study of the 19 highest emitting countries finds that six have put in place some form of  carbon price, while 14 have put in place both regulation and other economic incentives for  greenhouse gas mitigation (Lachapelle and Paterson, 2013). Common explanations for this variation  are in terms of the novelty of emissions trading (although emissions trading has been in practice  implemented much more widely than carbon taxation), the legitimacy problems faced by emissions  trading (Paterson, 2010), or political contestation over increased taxation (see for example Laurent,  (2010), on the French case, Jotzo, (2012) for Australia, or Jagers and Hammar, (2009), for evidence  that popular support for carbon taxes in Sweden depend on how it is framed in popular debate), and  lobbying by fossil‐fuel or energy‐intense industry lobbies (Bailey et al., 2012; Sarasini, 2013).  More generally speaking, policy instruments have often been sector‐specific. Economy‐wide  instruments, even when implemented, have had exemptions for some sectors, most commonly  those most exposed to international trade. The exemptions have arisen because national policies  have been developed under the strong influence of sectoral policy networks (Compston, 2009) and  many stakeholders therein—including firms and NGOs—influence the policy to promote their  interests (Helm, 2010). This phenomenon undermines the overall cost‐effectiveness of climate policy  (Anthoff and Hahn, 2010) although it may help further other objectives such as equity and energy  security (see Section 15.7).   Number of countries and GHG emissions covered (NAI: Non Annex I countries (developing countries), AI:  Annex I countries (developed countries), LAM: Latin America, MAF: Middle East and Africa, ASIA: Asia, EIT:  Economies in transition, OE90: OECD of 1990)  1   10 of 102   Final Draft  Chapter 15 IPCC WGIII AR5    Another approach follows a model of national‐level target backed by explicit creation of institutions  to manage performance to that target. In China, for example, a ‘National Leading Group on Climate  Change’ in June 2007, housed in the apex National Development and Reform Commission and  chaired by the premier (Tsang and Kolk, 2010a) coordinates the achievement of targets set in the  subsequent National Climate Change Programme. The Chinese examples illustrate a broader point  emerging from a cross‐country study that implementation of climate legislation and plans are, in at  least some cases, drawing powerful finance and planning departments into engagement with  climate change (Held, et al., 2013).  Another approach is to establish dedicated new climate change bodies that are substantially  independent of the executive and that seek to coordinate existing government agencies through a  variety of levers. The leading example of this approach is in the UK, where a dedicated Climate  Change Committee analyzes departmental plans and monitors compliance with five‐year carbon  budgets (U.K., 2008; Stallworthy, 2009). Instead of direct executive action, as in the Chinese case,  this approach relies on analysis, public reporting, and advice to government. Following the UK  example, Australia has established an independent Climate Change Authority to advise the  government on emission targets and review effectiveness of its Carbon Pricing Mechanism (Keenan  et al., 2012).  15.2.3    Climate Change Mitigation through Sectoral Action  While there is no systematic study of implementation of climate plans, case study evidence suggests  that these plans are frequently operationalized through sectoral actions. There are a variety of ways  through which national plans interface with sectoral approaches to mainstream climate change. In  some cases, there is a formal allocation of emissions across sectors. For example, in Germany,  mitigation efforts were broken down by sectors for the period between 2008 and 2012, with the  national ‘Allocation Act 2012’ specifying emissions budgets for sectors participating in the EU ETS as  well as the remaining sectors (Dienes, 2007; Frenz, 2007).More typically, climate mainstreaming  occurs through a sector by sector process led by relevant government departments, as in France  (Mathy, 2007), India (Dubash, 2011; Atteridge et al., 2012), and Brazil (da Motta, 2011a; La Rovere et  al., 2011).  In some cases, the sectoral process involves a role for stakeholders in engagement with government  departments. In France, sectoral approaches are devised at the central level through negotiation and  consultation between multiple ministries, experts, business, and NGOs. According to at least one  analysis, this approach risks a dilution of measures through the influence of lobbies that may lose  from mitigation actions (Mathy, 2007). In Brazil, sector specific approaches are developed by  sectoral ministries complemented by a multi‐stakeholder forum to solicit views and forge consensus  (Hochstetler and Viola, 2012; Viola and Franchini, 2012; Held et al., 2013a).  In some cases, climate change considerations bring about changes in long‐standing patterns of  sector governance. In South Africa, for example, the Copenhagen pledge led to a process of  reconsidering South Africa’s integrated resource plan for electricity to include carbon reduction as  one among multiple criteria (Republic of South Africa, 2011). In India, the establishment of national  sectoral ‘missions’ had the effect of creating new institutional mechanisms in the case of the  National Solar Mission, or of raising the profile and importance of particular ministries or  departments as in the example of the Bureau of Energy Efficiency (Dubash, 2011). In other cases,  climate mainstreaming was facilitated by prior political shifts in governance of a sector. Brazil’s  climate approach particularly emphasizes the forest sector (da Motta, 2011b; La Rovere, 2011).  Progress on the Brazilian plan was enabled by prior domestic political consensus around a far‐ reaching Forest Code (Hochstetler and Viola, 2012).)    11 of 102   Final Draft  Chapter 15 IPCC WGIII AR5    15.2.4    Co‐Benefits as a driver of mitigation action  The importance of co‐benefits—both development gains from climate policy and climate gains from  development policy—emerge as a particularly strong rationale and basis for sectoral action. As Table  6.7 shows, an inventory of sectoral action on climate change (drawn from Chapter 7–12) is linked to  a wide range of co‐benefits and adverse side‐effects, encompassing economic, social, and  environmental effects. Table 15.1 provides a roadmap for the co‐benefits and adverse side‐effects  from sectoral mitigation measures most prominently discussed across Chapters 7 to 12. They are  listed in three columns: economic, social, and environmental. Each column shows the range of  effects on objectives or concerns beyond mitigation discussed in Chapters 7.12 for that category. For  example, energy security is categorized in the column of ‘economic’ and addressed in Section 7.9,  8.7, 9.7, 10.8, 11.13.6, and 12.8.  This perception is reinforced by comparative case studies and specific country studies. A  comparative study finds that co‐benefits is an important driving force for mitigation policies across  large, rapidly industrializing countries (Bailey and Compston, 2012a), a finding that is supported by  country level studies. India’s National Action Plan on Climate Change (NAPCC), for example, is  explicitly oriented to pursuit of co‐benefits, with mitigation understood to be the secondary benefit  emerging from development policies. The linkage between energy security and mitigation is  particularly important to winning broader political support for action on mitigation (Dubash, 2011;  Fisher, 2012). A similar trend is apparent in China (Oberheitmann, 2008), where provincial  implementation of targets is enabled by linking action to local motivations, notably for energy  efficiency (Teng and Gu, 2007; Richerzhagen and Scholz, 2008a; Qi et al., 2008; Tsang and Kolk,  2010b; Kostka and Hobbs, 2012).Tsang and Kolk (2010a) go so far as to say that Chinese leaders  essentially equate climate policy with energy conservation. Kostka and Hobbs (2012) identify three  ways in which this alignment of global and local objectives happens: interest bundling, through  which objectives of political institutions are tied to local economic interests; policy bundling, to link  climate change with issues of local political concern; and framing in ways that play to local  constituencies.   The concept of ‘nationally appropriate mitigation actions’ (NAMAs) has a conceptual connection to  the idea of co‐benefits. Nationally appropriate mitigation actions are intended to be mitigation  actions that are ‘nationally appropriate’ in the sense that they contribute to development outcomes.  Therefore, NAMAs provide a possible mechanism for connection of national policies and projects to  the global climate regime, although the mechanisms through which this will be accomplished are yet  to be fully articulated (see Box 15.1). Another, related mechanism is the explicit formulation in many  countries of ‘low emissions development strategies’ that seek to integrate climate and development  strategies (Clapp et al., 2010).  Table 15.1: Roadmap for the assessment of potential co-benefits and adverse side-effects from mitigation measures on additional objectives or concerns in the sector chapters (7–12). For overview purposes, only those objectives and concerns are shown that are assessed in at least two sectors. For a broader synthesis of the literature assessed in this report, see Section 6.6.    12 of 102   Final Draft  Chapter 15 IPCC WGIII AR5    Effect of mitigation measures on additional objectives or concerns  Economic  Energy security (7.9, 8.7,  9.7, 10.8, 11.13.6, 12.8)  Employment impact (7.9,  8.7, 9.7, 10.8, 11.7,  11.13.6)  New business  opportunity/economic  activity (7.9, 11.7,  11.13.6)  Productivity/competitiven ess (8.7, 9.7, 10.9,  11.13.6)  Technological  spillover/innovation (7.9,  8.7, 10.8, 11.3, 11.13.6)    Box 15.1. Nationally Appropriate Mitigation Actions (NAMAs) Social  Health impact (e.g., via air quality and  noise) (5.7, 7.9, 8.7, 9.7, 10.8, 11.7,  11.13.6, 12.8)  Energy/mobility access (7.9, 8.7, 9.7,  11.13.6, 12.4)  (Fuel) Poverty alleviation (7.9, 8.7, 9.7,  11.7, 11.13.6)  Food security (7.9, 11.7, 11.13.6/7)  Impact on local conflicts (7.9, 10.8,  11.7, 11.13.6)  Safety/disaster resilience (7.9, 8.7, 9.7,  10.8, 12.8)  Gender impact (7.9, 9.7, 11.7, 11.13.6)  Environmental  Ecosystem impact (e.g., via air  pollution) (7.9, 8.7, 9.7, 10.8,  11.7, 11.13.6/7, 12.8)  Land use competition (7.9, 8.7,  10.8, 11.7, 11.13.6/7)  Water use/quality (7.9, 9.7,  10.8, 11.7, 11.13.6)  Biodiversity conservation (7.9,  9.7, 11.7, 11.13.6)  Urban heat island effect (9.7,  12.8)  Resource/material use impact  (7.9, 8.7, 9.7, 10.8, 12.8)  The Bali Action Plan (BAP), (1/CP.13, (UNFCCC, 2007)) states that developing countries are called on  to take NAMAs supported and enabled by technology and finance. For example, NAMAs could be  articulated in terms of national emissions intensity or trajectories, sectoral emissions, or specific  actions at sectoral or sub‐sectoral levels. As of June 2013, 57 parties had submitted NAMAs to the  United Nations Framework Convention on Climate Change (UNFCCC) secretariat.  The design of mechanisms to link NAMAs to global support lead to some complex tradeoffs. For  example, large scale sectoral NAMAs provide the least scope for leakage (decreased emissions in one  sector is undermined by increased emissions in another part of the economy) and the lowest  measurement costs (Jung et al., 2010). However, designing NAMAs around transaction costs might  run counter to designing them for targeted focus on national development priorities. Exploring the  extent of this tradeoff and managing it carefully will be an important part of implementing NAMAs. Much of the writing on NAMAs is focused on the challenges of linking national actions to the  international climate framework. Conceptual challenges involved in linking NAMAs to the UNFCCC  process include the legal nature of NAMAs (van Asselt et al., 2010), financing of NAMAs, and  associated concerns of avoiding double counting (Cheng, 2010; Jung et al., 2010; van Asselt et al.,  2010; Sovacool, 2011a) and measurement, reporting, and verification of NAMAs (Jung et al., 2010;  Sterk, 2010; van Asselt et al., 2010). While NAMAs pertain particularly to the developing world, co‐benefits based arguments are also  used in developed countries. In the United States, Gore and Robinson (2009) argue that expansion of  municipal scale action is articulated in the form of co‐benefits, and is driven by network‐based  communication and citizen initiative. In Germany, several benefits in addition to climate change have  been attributed to the policy for energy transition or ‘Energiewende,’ including security of energy  supply and industrial policy (Lehmann and Gawel, 2013).     13 of 102   Final Draft  Chapter 15 IPCC WGIII AR5    15.2.5    Sub‐national Climate Action and Interaction across Levels of Governance  In many countries, the formulation and implementation of national mitigation approaches are  further delegated to sub‐national levels, with differing levels of central coordination, depending on  national contexts and institutions. Comparative analysis of cross‐country climate action is  insufficiently developed to allow generalization and explanation of different approaches to climate  policy.  In some federal systems, national target setting by the central government is followed by further  allocation of targets to provinces, often through nationally specific formulae or processes. For  example, in the case of Belgium, Kyoto targets were re‐allocated to the regional level through a  process of negotiation, followed by the preparation of regional climate plans to implement regional  targets (Happaerts et al., 2011). Ultimately, since agreement could not be reached on regional  targets to meet the national Kyoto targets, the approach relied on offsets were explicitly internalized  as part of the national approach to meeting Kyoto targets. In China, national action is defined and  monitored by the central government in consultation with provinces, and implementation is  delegated to provinces. Targets set in the subsequent National Climate Change Programme as part  of the 11th Five Year Plan were implemented through a mechanism of provincial communiqués to  track compliance with the target, and provincial leading groups to implement the target (Teng and  Gu, 2007; Qi et al., 2008; Tsang and Kolk, 2010b; Held et al., 2011a; Kostka and Hobbs, 2012). A  range of policy mechanisms were used to implement this target, such as differential energy prices  based on energy efficiency performance, promotion of energy audits, and financial incentives for  performance (Held et al., 2011b). Subsequent revised targets have been set for the 12th Five Year  Plan.   Other countries represent intermediate cases between central control and decentralization. India  has developed a mix of national policies through its National Action Plan on Climate Change,  responsibility for which rests with central government ministries, and State Action Plans on Climate  Change to be developed and implemented by states (Dubash et al., 2013). While they are  predominantly focused on implementing national level directives, there is also sufficient flexibility to  pursue state‐level concerns, and some states have created new mechanisms, such as the  establishment of a Climate Change department in the state of Gujarat, and the establishment of a  green fund in Kerala (Atteridge et al., 2012). In France, the EU objectives were adopted as national  goals, and through national legislation, all urban agglomerations over 50,000 are required to prepare  ‘Climate and Energy Territorial Plans’ to meet these goals and, additionally, to address adaptation  needs (Assemblée Nationale, 2010). Since all other planning processes related to issues such as  transport, building, urban planning, and energy have to conform to and support these objectives,  this approach provides a powerful mechanism to mainstream climate change into local public  planning. These plans also form a framework around which private voluntary action can be  organized. In Germany, while the federal government initiates and leads climate action, the states or  ‘Länder’ have a veto power against central initiatives through representation in the upper house of  parliament (Weidner and Mez, 2008). In addition, however, the Länder may also take additional  action in areas such as energy efficiency measures, renewable energy development on state  property and even through state‐wide targets (Biedermann, 2011).  In some cases, sub‐national jurisdictions seem to be attempting to compensate for the lack of  political momentum at the national level (Schreurs, 2008; Dubash, 2011). In the United States, for  example, although progress at the federal level has been slow and halting, there have been multiple  efforts at sub‐national scales, through unilateral and coordinated action by states, judicial  intervention, and municipal‐scale action (Carlarne, 2008; Rabe, 2009, 2010; Posner, 2010). There are  examples of states joining together in creating new institutional mechanisms, such as the Regional  Greenhouse Gas Initiative (RGGI) among Northeastern states in the United States to institute an  emissions trading programme, and the Western Climate Initiative (WCI) between California and    14 of 102   Final Draft  Chapter 15 IPCC WGIII AR5    several Canadian provinces, although both these initiatives have also failed to live up to their original  promise (Mehling and Frenkil, 2013). Climate policy in the state of California, with its new cap and  trade programme, is particularly worth noting both because of the size of its economy and because  California has a history as a pioneer of environmental innovation (Mazmanian et al., 2008; Farrell  and Hanemann, 2009).  As detailed further in Section 15.8, cities are particularly vibrant sites of sub‐national action in some  countries, often operating in networks and involving a range of actors at multiple scales (Betsill and  Bulkeley, 2006; Gore and Robinson, 2009). For example, in the Netherlands, the central government  has established a programme that provides subsidies to municipalities to undertake various  measures such as improvements in municipal buildings and housing, improved traffic flow,  sustainable energy, and so on (Gupta et al., 2007). In Brazil, important cities such as Rio de Janeiro  and Sao Paulo have taken specific measures that go beyond national policies. For example, a 2009  Sao Paulo law (No. 13.798) commits the state to undertake mandatory economy‐wide GHG emission  reduction targets of 20% by 2020 from 2005 levels (Lucon and Goldemberg, 2010).  In the United  States, over 1000 cities and municipalities have committed to reaching what would have been the  US Kyoto target as part of the Conference of Mayors’ Climate Protection Agreement (Mehling and  Frenkil, 2013).  Sub‐national action on climate change is a mix of bottom‐up experimentation and the interaction of  top‐down guidance with local implementation action. In some cases, countries have set in place  explicit mechanisms for coordination of national and sub‐national action, such as in China and India,  but there is insufficient evidence to assess the effectiveness of these mechanisms. More typical is  relatively uncoordinated action and experimentation at sub‐national level, particularly focused on  cities. These issues are discussed further in Section 15.8.  15.2.6    Drivers of National and Sub‐national Climate Action  National and sub‐national actions are related to domestic political institutions, domestic politics,  international influences, and ideational factors. Based on data from industrialized countries, a  comparative political analysis suggests that proportional representation systems such as those in  many EU nations are more likely than first past the post systems to give importance to minority  interests on environmental outcomes; systems with multiple veto points, such as the US system,  afford more opportunities for opponents to block political action; and in federal systems powerful  provinces with high compliance costs can block action, as seems to have occurred in Canada  (Harrison and Sundstrom, 2010). Lachapelle and Paterson (2013) use quantitative analysis to  substantiate the argument about proportional representation and systems with multiple veto points.  They also show that presidential‐congressional systems find it systematically more difficult to  develop climate policy than parliamentary systems.   These are, however, only general tendencies: the specific details of country cases, as well as the  possibility of multiple and interacting causal factors, suggests the need for caution in predicting  outcomes based on these factors.   In particular, national domestic political factors are also salient. Electoral politics, operating through  pressure for action from domestic constituents, is a determinant of action as is the cost of  compliance (Harrison and Sundstrom, 2010). The role of climate change in electoral strategies  developed by political parties may also play a role in climate governance, although evidence for this  effect is available only for developed countries (Carter, 2008; Fielding et al., 2012; Bailey and  Compston, 2012a). For example, the compliance costs of carbon pricing were the subject of direct  electoral competition between Australia’s major political parties in the 2007 and 2010 general  elections (Rootes, 2011; Bailey et al., 2012). The presence of substantial co‐benefits opportunities  and re‐framing policy around these opportunities can also influence domestic politics in favour of  climate action (Held et al., 2013b); (Bailey and Compston, 2012a). Finally, the ‘type’ of state—liberal    15 of 102   Final Draft  Chapter 15 IPCC WGIII AR5    market, corporatist or developmental—can shape outcomes (Lachapelle and Paterson, 2013). For  example, somewhat counter‐intuitively corporatist states (e.g., Germany, South Korea) are more  likely to have introduced carbon pricing than states with liberal market policy traditions (e.g., the  United States, Canada). Conversely, liberal market economies are more likely, as are developmental  states (e.g., China), to focus on R&D as a principal policy tool (on the United States, see notably  Macneil, (2012). These patterns reflect powerful institutional path dependencies and incentives  facing actors promoting climate policy in particular countries (Macneil, 2012).    International pressures are also important in explaining state action. Diplomatic pressure, changes in  public and private finance that emphasize mainstreaming climate change, and a general trend  toward higher fossil‐fuel energy prices all are associated with increasing climate action (Held et al.,  2013b).  Finally, based on comparative case studies, various ideational factors such as national norms around  multilateralism, perceptions of equity in the global climate regime (Harrison and Sundstrom, 2010),  and ideas put forward by scientists, international organizations and other voices of authority can  also shift domestic politics (Held et al., 2013b).  15.2.7    Summary of institutions and governance  The evidence on institutional change and new patterns of climate governance is limited, as many  countries are in the process of establishing new institutions and systems of governance. However, a  several trends are visible. First, there is a considerable increase in government led  institutionalization of climate action through both legislation and policy since AR4. The factors  driving these changes include international pressures, scope for co‐benefits, and changing norms  and ideas. The specifics of national political systems also affect country actions.  Second, evidence  from national cases illustrates considerable diversity in the forms of action. While there are only a  few cases of nationally led economy wide carbon price setting efforts, more common are sectoral  approaches to climate change mitigation or delegated action to sub‐national levels, often embedded  within national climate policy frameworks. Third, the promise of ‘co‐benefits’ is often an important  stated reason for climate policies and their framing. Fourth, there is a profusion of activity at sub‐ national levels, particularly urban areas, much of which is only loosely coordinated with national  actions. Finally, the diversity of approaches appears to be strongly driven by local institutional and  political context, with legislative and policy measures tailored to operate within the constraints of  national political and institutional systems.  15.3   Characteristics and classification of policy instruments and packages   This section presents a brief and non‐exhaustive description of the main policy instruments and  packages, using the common classification set by Chapter 3.8. Most of these instruments will be  assessed with the common evaluation criteria set by Chapter 3 (see Section 15.5) in most of the  remaining parts of this chapter. As indicated in Section 15.2, these instruments are introduced  within an institutional context that obviously influences their design and implementation.      15.3.1    Economic Instruments  Economic instruments are sometimes termed ‘market‐based’ approaches because prices are  employed in environmental and climate policies. Economic instruments for climate change  mitigation include taxes (including charges and border adjustments), subsidies and subsidy removal,  and emissions trading schemes. Taxes and subsidies are known as price instruments since they do  not directly target quantities, while emissions trading schemes, especially cap‐and‐trade schemes  (see below), are known as quantity instruments. This distinction can be important, as seen in  Sections 15.5.3.8, 15.7.3.2, and 15.7.3.4.    16 of 102   Final Draft  Chapter 15 IPCC WGIII AR5    Taxes and charges are ideally defined as a payment for each unit of GHG released into the  atmosphere. In the climate context, they are usually unrelated to the provision of a service and are  thus known as taxes rather than charges. They can be levied on different tax bases, whereas tax  rates, given the global and uniform characteristics of the taxed emissions, usually do not show  spatial variation (OECD, 2001). In the last years, many taxes on GHG or energy have devoted part of  their revenues to the reduction of other distortionary taxes (green tax reforms), although other  revenue uses are now playing an increasing role (Ekins and Speck, 2011).  Border tax adjustments are related instruments that intend to solve the dysfunctions of variable  climate change regulations across the world. Although some authors highlight that they could  alleviate the problem of leakage and a contribute to a wider application of mitigation policies (Ismer  and Neuhoff, 2007), others emphasize that they do not constitute optimal policy instruments and  could even increase leakage (Jakob et al., 2013) or cause potential threats to fairness and to the  functioning of the global trade system (e.g., Bhagwati and Mavroidis (2007)).  Subsidies to low GHG products or technologies have been applied by a number of countries but,  contrary to the previous revenue‐raising/neutral economic instruments, they demand public funds.  In some countries there are ‘perverse’ subsidies lowering the prices of fossil fuels or road transport,  which bring about a higher use of energy and an increase of GHG emissions. Therefore, subsidy  reduction or removal would have positive effects in climate change and public‐revenue terms and is  therefore treated as an instrument in its own right (OECD, 2008).  In ‘cap‐and‐trade’ emissions trading systems regulators establish an overall target of emissions and  issue an equivalent number of emissions permits. Permits are subsequently allocated among  polluters and trade leads to a market price. The allocation of emission permits can be done through  free distribution (e.g., grandfathering) or through auctioning. In ‘baseline and credit’ emissions  trading systems, polluters may create emission reduction credits (often project‐based) by emitting  below a baseline level of emissions (Stavins, 2003).  15.3.2    Regulatory Approaches  Regulations and standards were the core of the first environmental policies and are still very  important in environmental and climate policies all around the world. They are conventional  regulatory approaches that establish a rule and/or objective that must be fulfilled by the polluters  who would face a penalty in case of non‐compliance with the norm. There are several categories of  standards that are applicable to climate policies, mainly:     Emission standards, which are the maximum allowable discharges of pollutants into the  environment, and which can also be termed as performance standards;   Technology standards that mandate specific pollution abatement technologies or production  methods (IPCC, 2007); and  Product standards that define the characteristics of potentially polluting products (Gabel,  2000).    15.3.3    Information Policies  A typical market failure in the environmental domain is the lack, or at least asymmetric nature, of  relevant information among some firms and consumers. Good quality information is essential for  raising public awareness and concern about climate change, identifying environmental challenges,  better designing and monitoring the impacts of environmental policies, and providing relevant  information to inform consumption and production decisions. Examples of information instruments  include eco‐labelling or certification schemes for products or technologies and collection and  disclosure of data on GHG emissions by significant polluters (Krarup and Russell, 2005).    17 of 102   Final Draft  Chapter 15 IPCC WGIII AR5    15.3.4    Government Provision of Public Goods and Services and Procurement  A changing climate will typically be a ‘public bad’ and actions and programmes by governments to  counteract or prevent climate change can thus be seen as ‘public goods’. There are many examples  where public good provision may be an appropriate form of mitigation or adaptation. Examples  include physical and infrastructure planning, provision of district heating or public transportation  services(Grazi and van den Bergh, 2008), and funding and provision of research activities (Metz,  2010). Moreover, the removal of institutional and legal barriers that promote GHG emissions (or  preclude mitigation) should be included in this policy type. Afforestation programmes and  conservation of state‐owned forests are an important example.  15.3.5    Voluntary Actions  Voluntary actions refer to actions taken by firms, NGOs, and other actors beyond regulatory  requirement. Voluntary agreements represent an evolution from traditional mandatory approaches  based on conventional or economic regulations and intend to provide further flexibility to polluters.  They are based on the idea that, under certain conditions, polluters can decide collectively to  commit themselves to abatement instead of, or beyond the requirements of regulation. Voluntary  agreements, sometimes known as long‐term agreements, can be developed in different ways; in  most cases the voluntary commitment is assumed as a consequence of an explicit negotiation  process between the regulator and the pollutant. In other cases a spontaneous commitment may be  viewed as a way to avoid future mandatory alternatives from the regulator (Metz, 2010). Finally,  there are cases where the regulator promotes standard environmental agreements on the basis of  estimation of costs and benefits to firms (Croci, 2005).   15.4   Approaches and tools used to evaluate policies and institutions  15.4.1    Evaluation Criteria  Several criteria have been usually employed to assess the effects of climate change policies and  these have been laid out in Section 3.7. The criteria that have been used are environmental  effectiveness, economic effectiveness (cost‐effectiveness and economic efficiency), distributional  equity and broader social impacts, and institutional, political, and administrative feasibility and  flexibility. Political and institutional feasibility are not only a separate criterion, but also need to be  taken into account when judging other criteria such as economic effectiveness. It would be  misleading to show that a tax would have been more cost‐effective than, for example, a regulation if  it would never have been feasible to implement the tax at a sufficiently high level to have the same  effect as that regulation.  15.4.2    Approaches to Evaluation  One can evaluate the effect of policy instrument x on a set of variables y that matter for the  evaluation criteria either through modelling or through ex‐post empirical measurement.  For any  evaluation based solely on modelling, it will never be possible to know whether all important aspects  of the relationship between x and the y’s are captured appropriately by the model.  For this reason,  it is highly desirable to have ex‐post empirical analysis to evaluate a policy instrument.  In order to  measure the effect of a policy instrument, one must compare the observed y’s in the presence of x  with the ‘but‐for’ or ‘counterfactual’ value of the y’s  defined as their estimated likely value but for  the implementation of x.  Statistical methods can be used to attempt to control for the evolution of the world in the absence  of the policy. The most reliable basis for estimating counterfactual developments is to build    18 of 102   Final Draft  Chapter 15 IPCC WGIII AR5    programme evaluation into the design of programmes from their inception (Jaffe, 2002). If the  planning of such evaluation is undertaken at the beginning of a programme, then data can be  developed and maintained that greatly increase the power of statistical methods to quantify the  true impact of a programme by controlling for but‐for developments.  Statistical analyses capture only those policy effects that can be and have been measured  quantitatively.  Qualitative analyses and case studies complement statistical analyses by capturing  the effects of policies and institutions on other aspects of the system, and the effect of institutional,  social and political factors on policy success (e.g.,, Bailey et al (2012)).  Of course, data for ex‐post evaluation is not always available, and even where it is, it is very  challenging to capture all aspects of the situation empirically.  Therefore, there will always be a role  for models to elucidate the structure of policy effects, and to estimate or put bounds on the  magnitude of effects.  Such models can be purely analytical/theoretical, or they can combine  empirical estimates of certain parameters with a model structure, as in ‘bottom‐up’ models where  many small effects are estimated and cumulated, or in simulation models, which combine an  analytical/theoretical structure with numerical estimates of parameters of the model.  Many such  models are ‘partial equilibrium,’ meaning they capture the particular context of interest but ignore  impacts on and feedback from the larger system.  There are also computable ‘general equilibrium’  (CGE) models that allow for interactions between the context of the policy focus and the larger  system, including overall macroeconomic impacts and feedbacks see for example, Bohringer et  al.,(2006).   ‘Experimental economics’ uses a laboratory setting as a ‘model’ of a real‐world process, and uses  experimental subjects’ responses in that setting as an indicator of likely real‐world behaviour (Kotani  et al., 2011).  With any model, results are truly predictive of real‐world results only to the extent that  the model—be it theoretical, simulation or experimental—captures adequately the key aspects of  the real world in the experiment.  15.5   Assessment of the Performance of Policies and Measures, including  their policy design, in developed and developing countries taking into  account development level and capacity  15.5.1    Overview of policy implementation     In this section we assess the performance of a series of policy instruments and measures, starting  with economic instruments (taxes in 15.5.2, emissions trading in 15.5.3), regulatory approaches  (15.5.4), information programmes (15.5.5), government provision of public goods (15.5.6) and  voluntary agreements (15.5.7). We assess aspects of these and other policies in Section 15.6 on  technology and R&D policy, and in Section 15.7 that deals with interactions between policies.  Many policy instruments are in principle capable of covering the entire economy.  However, as  mentioned in Section 15.2, in practice the instruments are often targeted to particular sectors or  industries. This partly reflects the fact that certain barrier or market failures are specific to or more  pronounced in certain sectors or industries.  Furthermore, some policies may cover only part of the  economy as a result of the ability of special interests to exempt some sectors or industries  (Compston, 2009),  (Helm, 2010).  Broader coverage tends to promote greater cost‐effectiveness.  However, on fairness grounds there  is an argument for partly or fully exempting certain industries in order to maintain international  competitiveness, particularly when the threat to competitiveness comes from other nations that  have not introduced climate policy and would gain competitive advantage as a result.    19 of 102   Final Draft  Chapter 15 IPCC WGIII AR5    Table 15.2 brings together policy instruments discussed in sector chapters (Chapters 7 to 12). Two  broad themes emerge from this survey. First, while policies that target broad energy prices—taxes  or tradable allowances are clearly applicable across all sectors—a wide range of other policy  approaches are also prevalent, which enable policy design that addresses sector specific attributes.  For example, in the buildings sector regulatory instruments are an important tool. In the absence of  a building code enforcing enhanced efficiency, an energy price signal alone might be insufficient to  induce a builder to invest in an energy efficient building that they plan to sell or rent. Building and  product standards also increase investor certainty thereby reducing costs.  Similarly, the transport  sector relies not only on pricing policies but also on government provision of infrastructure and  regulation that guides urban development and modal choices. The industry sector faces information  and other barriers to investment in efficiency, which can be overcome by audits and other  information based programmes. In Agriculture, Forestry, and Other Land Use (AFOLU), government  regulation to protect forests and set the conditions for REDD+ (Reducing Emissions From  Deforestation and Forest Degradation) plays a substantial role, as do certification programmes for  sustainable forestry.  Sector‐specific policies often exist alongside broader ones.  In energy supply, broad‐based GHG  emissions pricing has often been supplemented by specific price‐ and quantity‐based mechanisms  (such as feed‐in‐tariffs (FITs) and portfolio standards) and underpinned by sufficient regulatory  stability (including non‐discriminatory access to electricity and gas networks). In industry, relatively  broad tax exemptions may be combined with mandatory audits, with the former helping ‘level the  playing field’ and providing the impetus for action, and the latter addressing an information barrier;  thus each instrument addresses a separate market failure or barrier.  The implementation of  multiple policy instruments within a single sector can promote cost‐effectiveness when the two  instruments address distinct market failures.  On the other hand, multiple instruments can work  against cost‐effectiveness when the two instruments fail to address different market failures and  thus are simply redundant. This issue is discussed further in Section 15.7 below.    20 of 102   Final Draft  Table 15.2: Sector Policy Instruments Chapter 15  IPCC WGIII AR5   Policy  Instruments  Economic  Instruments –  Taxes  (Carbon taxes  may be  economy‐ wide)  Economic  Instruments –  Tradable  Allowances  (May be  economy‐ wide)  Energy (See 7.12)  ‐ Carbon taxes    Transport (See  8.10)  ‐ Fuel taxes ‐ Congestion  charges, vehicle  registration fees,  road tolls  ‐ Vehicle taxes  ‐Fuel and vehicle  standards  Buildings (See  9.10)  ‐ Carbon and/or  energy taxes  (either sectoral  or economy  wide)  Industry (See 10.11)  ‐ Carbon tax or  energy tax  ‐ Waste disposal  taxes or charges  ‐ Emissions trading  (e.g., EU ETS)  ‐ Emission credits  under CDM  ‐ Tradable Green  Certificates  ‐ Tradable  certificates for  energy efficiency  improvements  (white  certificates)   ‐ Emissions trading  ‐ Emission credit  under CDM  ‐ Tradable Green  Certificates   Economic  Instruments –  Subsidies  ‐ Fossil fuel subsidy  removal  ‐ Feed‐in‐tariffs for  renewable energy  ‐ Capital subsidies  and insurance for  ‐ Biofuel subsidies  ‐ Vehicle purchase  subsidies  ‐ Feebates   ‐ Subsidies or Tax  exemptions for  investment in  efficient  buildings,  retrofits and  21 of 102   ‐ Subsidies (e.g., for  energy audits)  ‐ Fiscal incentives  (e.g., for fuel  switching)  AFOLU (See 11.10)  Human Settlements  and Infrastructure  ‐ Sprawl taxes, Impact  ‐ Fertilizer or  Nitrogen taxes to  fees, exactions, split‐ reduce nitrous  rate property taxes,  oxide  tax increment  finance, betterment  taxes, congestion  charges  ‐ Emission credits  ‐ Urban‐scale Cap and  under the Kyoto  Trade  Protocol’s Clean  Development  Mechanism  (CDM)  ‐ Compliance  schemes outside  Kyoto protocol  (national  schemes)  ‐ Voluntary  carbon markets  ‐ Credit lines for  ‐ Special Improvement  low carbon  or Redevelopment  agriculture,  Districts  sustainable    forestry.  Final Draft  1st generation  Carbon Dioxide  Capture and  Storage (CCS)  ‐ Efficiency or  environmental  performance  standards  ‐ Renewable  Portfolio standards  for renewable  energy   ‐ Equitable access to  electricity grid  ‐ Legal status of long  term CO2 storage  Chapter 15  products ‐ Subsidized loans  IPCC WGIII AR5   Regulatory  Approaches  Information  Programmes    ‐ Fuel economy  performance  standards  ‐ Fuel quality  standards  ‐ GHG emission  performance  standards  ‐ Regulatory  restrictions to  encourage modal  shifts (road to  rail)   ‐ Restriction on use  of vehicles in  certain areas  ‐ Environmental  capacity  constraints on  airports  ‐ Urban planning  and zoning  restrictions  ‐ Fuel labelling  ‐ Vehicle efficiency  ‐ Building codes  and standards  ‐ Equipment and  appliance  standards  ‐ Mandates for  energy retailers  to assist  customers invest  in energy  efficiency  ‐ Energy efficiency  standards for  equipment  ‐  Energy  management  systems (also  voluntary)  ‐ Voluntary  agreements (where  bound by  regulation)  ‐ Labelling and public  procurement  regulations    ‐ National policies  to support  REDD+ including  monitoring,  reporting and  verification  ‐ Forest law to  reduce  deforestation  ‐ Air and water  pollution control  GHG precursors  ‐ Land‐use  planning and  governance   ‐ Mixed use zoning  ‐ Development  restrictions  ‐ Affordable housing  mandates  ‐ Site access controls  ‐ Transfer development  rights  ‐ Design codes  ‐ Building codes  ‐ Street codes  ‐ Design standards  ‐ Energy audits  ‐ Labelling  22 of 102   ‐ Energy audits  ‐ Benchmarking  ‐ Certification  schemes for    Final Draft  labelling Chapter 15  programmes ‐ Energy advice  programmes  sustainable forest  practices  ‐ Information  policies to  support REDD+  including  monitoring,  reporting and  verification  ‐ Protection of  ‐ Training and  national, state,  education  and local forests.  ‐ Brokerage for  industrial  Investment in  cooperation  improvement   ‐ Diffusion of  innovative  technologies in  agriculture and  forestry  ‐ Voluntary  ‐ Promotion of  agreements on  sustainability by  energy targets or  developing  adoption of energy  standards and  management  educational  systems, or resource  campaigns  efficiency  ‐ Brokerage for  industrial  cooperation  IPCC WGIII AR5   Government  Provision of  Public Goods  or Services  ‐ Research and  development  ‐ Infrastructure  expansion (district  heating/cooling or  common carrier)  Voluntary  Actions    ‐ Investment in  transit and  human powered  transport  ‐ Investment in  alternative fuel  infrastructure  ‐ Low emission  vehicle  procurement    ‐ Public  procurement of  efficient  buildings and  appliances  ‐Provision of utility  infrastructure such as  electricity distribution,  district heating/cooling  and wastewater  connections, etc.  ‐ Park improvements  ‐ Trail improvements  ‐Urban rail     ‐ Labelling  programmes for  efficient buildings ‐ Product eco‐ labelling  23 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   15.5.2    Taxes, Charges, and Subsidy Removal   15.5.2.1    Overview  Taxes on carbon (together with emissions trading systems) are economic instruments. In the  presence of rational consumers, firms, and complete markets, they achieve any given level of  emissions reduction in the least costly way possible.  Economic instruments like carbon taxes are  attractive because of their simplicity and broad scope  covering all technologies and fuels (Section  3.8) and thus evoking the cost‐minimizing combination of changes to inputs in production and  technologies to changing behaviour as manifested in consumption choices and lifestyles. This is the  reason they have the potential to be more efficient than directly regulating technology, products, or  behaviour.2. To minimize administrative costs, a carbon tax can be levied ‘upstream’ (at the points of  production or entry into the country). Finally, unlike an emissions trading system that requires new  administrative machinery, a tax can piggyback off existing revenue collection systems.   Despite these attractive properties, carbon taxes are not nearly as prevalent a policy instrument as  one might expect. As yet, the Scandinavian countries, the Netherlands, the UK, and the Canadian  province of British Columbia are the only large jurisdictions with significant and fairly general carbon  taxes of at least USD 10/tCO2.3 The reasons for this are not entirely clear. It may be that a carbon tax,  unlike a narrower sectoral regulation, attracts more hostile lobbying from fossil fuel interests4 for  whom the stakes it creates are high (Hunter and Nelson, 1989; Potters and Sloof, 1996; Goel and  Nelson, 1999; Godal and Holtsmark, 2001; Skjærseth and Skodvin, 2001; Kolk and Levy, 2002; van  den Hove et al., 2002b; McCright and Dunlap, 2003; Markussen and Svendsen, 2005; Pearce, 2006;  Beuermann and Santarius, 2006; Deroubaix and Lévèque, 2006; Pinkse and Kolk, 2007; Bridgman et  al., 2007; Bjertnæs and Fæhn, 2008; Blackman et al., 2010; Sterner and Coria, 2012). Secondly, the  payments required by a tax are transparent, unlike the less visible costs of regulations. The general  public, not being aware of the above‐mentioned efficiency properties of a tax, may be less likely to  accept such an instrument (Brännlund and Persson, 2010). Third, policy may be driven by perceived  risks to competitiveness and employment as well as the distribution of costs rather than on  considerations of pure efficiency (Decker and Wohar, 2007). Finally, a set of institutional path  dependencies may have led to a favouring of emissions trading systems over taxes, including a post‐ Kyoto preference for emissions trading in key bureaucracies, supported by creation of supportive  industry and other associations (Skjærseth and Wettestad, 2008; Paterson, 2012).  Countries that have sizeable general carbon taxes are fewer still – mainly a few Northern European  countries. The carbon tax in Sweden is 1100 SEK or USD165/tCO2, which is an order of magnitude  higher than the price of permits on the EU emissions trading scheme (ETS) market or than the  carbon taxes discussed in many other countries. Such high taxes typically have some exemptions  motivated by the fact that other (competing) countries have no (or low) taxes. Sweden, for example,  exempted the large energy users who participate in the EU ETS from also paying the carbon tax on  the grounds that there would otherwise be a form of ‘double’ taxation (See 15.5.2.4 for a more  thorough discussion).   Although general carbon taxes are so far uncommon, there are many policies that have similar  effects but (for political reasons) avoid using the words ‘carbon’ and/or ‘tax’, (Rabe and Borick,   If psychological or institutional barriers to adoption or other market failures are the main factor impeding  choice then regulations or other instruments may be an efficient complement or stand‐alone instrument to  deal with this (see Section 15.4).   3 4 2  Australia has a fixed fee hybrid system sometimes described as a tax that will be converted into an ETS.   These can be either producers (for instance of fossil fuels) or users of energy, ranging from energy intensive  industries to truck drivers.  24 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   2012). Taxes on fuels, especially transport fuels are very common. While narrower in scope, they  nevertheless cover a significant fraction of emissions in many countries. They can be interpreted as  sectoral carbon taxes; in some countries this is clearly stated as an objective of fuel taxes, in others it  is not. Fuel taxes may be politically easier to implement in some countries since (private) transport is  hardly subject to international competition and hence leakage rates are low. A large share of all  revenues from environmentally related taxes in fact come from fuel taxes, which were introduced in  various countries, beginning with Europe and Japan, though they are also common in low income,  oil‐importing countries. One of their main stated purposes is to finance road building, although  additional arguments include reducing expensive imports, government revenue raising, and reducing  environmental impacts. Irrespective of the motivation, the effect of carbon taxes on fuel is to raise  prices to consumers and restrict demand (see Section 15.5.2.2). Fuel taxes are important for climate  change mitigation since the transport sector represents a large and increasing share of carbon  emissions (27% of global energy‐related CO2 emissions in 2010 – see Section 8.1). Theory,  simulation, and empirical studies all suggest strongly that taxing fuel is a lower cost method of  reducing emissions compared to policies such as fuel efficiency mandates, driving restrictions, or  subsidies to new technologies5 (Austin and Dinan, 2005). However, consumers who buy vehicles may  be unable to correctly internalize the long‐run savings of more fuel‐efficient vehicles. This would be  considered a ‘barrier’ and would provide motivation for having fuel efficiency standards in addition  to fuel taxes (see Section 15.5.4).   Variation in fuel prices is generated by subsidies as well as taxes. Fossil fuel subsidies are prevalent  in many countries, being most common in oil and coal producing countries. According to the  International Monetary Fund (IMF) (2013), the Middle East and North Africa region accounts for  around 50% of global energy subsidies. In 2008, fossil fuel subsidies – for transport fuels, electricity,  tax breaks for oil and gas production, and for research and development into coal generation,  exceeded USD2010 489.1 billion globally (IEA/OECD, 2011). A more recent estimate by the IMF (2013)  puts the figure at USD2010 469.5 billion or 0.7% of global GDP in 2011. This is a pre‐tax estimate and  includes petroleum products, electricity, natural gas, and coal. A large share is in the fossil fuel  exporting countries. After factoring in negative externalities, through corrective taxes, the IMF  reports USD2010 1.85 trillion in implicit subsidies. This figure assumes damages corresponding to a  USD 25/t social cost on carbon, consistent with United States Interagency Working Group on Social  Cost of Carbon (2010). ‘Advanced economies’ make up 40% of the global post‐tax estimate.  Reviewing six major studies that estimate fossil fuel subsidies, Ellis (2010) notes that removal of such  subsidies would increase the aggregate GDP in OECD and non‐OECD countries in the “range from 0.1  per cent in total by 2010 to 0.7 per cent per year to 2050  (Ellis, 2010).” The studies reviewed include  both modelling and empirical exercises.  15.5.2.2    Environmental effectiveness and efficiency  Assessing the environmental effectiveness of carbon taxation is not straightforward because  multiple instruments and many other factors co‐evolve in each country to produce policy mixes with  different outcomes in terms of emissions. For example, energy taxes varying by sector have been  prominent in the Nordic countries since the 1970s with carbon taxes being added on in the early  1990s. Ex‐post analyses have found varying reductions in CO2 emission from carbon taxes in Norway,  Sweden, Denmark, and Iceland, compared to business‐as‐usual (see (2004)  for an extensive review  of these studies and their estimation techniques).  The UK’s Climate Change Levy (CCL), introduced in 2001 on manufacturing plants and non‐residential  energy users (offices, supermarkets, public buildings, etc.), has had a strong impact on energy  intensity (Martin et al., 2011). Electricity use, taxed at a rate of about 10%, declined by over 22% at  5  See also Section 15.12 on climate finance.  25 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   plants subject to the levy as compared to plants that were eligible to opt out by entering into a  voluntary agreement to reduce energy use. There was no evidence that the tax had any detrimental  effect on economic performance or led plants to exit from the industry (Martin et al., 2011).  From 1990 to 2007, the CO2 equivalent emissions in Sweden were reduced by 9% while the country  experienced an economic growth of +51%. In Sweden, with the highest carbon tax (albeit with  exemptions for some industrial sectors), there was a very strong decoupling of carbon emissions and  growth with reductions in carbon intensity of GDP of 40% (Johansson, 2000; Hammar et al., 2013).  Per capita emissions in Denmark were reduced by 15% from 1990 to 2005; the experience in  Scandinavia, the UK, and the Netherlands was similar (Enevoldsen, 2005; Enevoldsen et al., 2007),  (Bruvoll and Larsen, 2004), (Cambridge Econometrics, 2005), (Berkhout et al., 2004; Sumner et al.,  2011; Lin and Li, 2011).  Of course, many factors may be at play, and these differences cannot be  attributed solely to differences in taxation. Overall, the evidence does suggest that carbon taxes, as  part of an environmental tax reform, lead to abatement of GHG emissions, generate revenue for the  government, and allow reductions in income tax threatening employment. Theory strongly suggests  that if a tax is implemented then it would also be cost effective, but it is for natural reasons hard to  demonstrate this empirically at the macro level.    There is much more evidence available on the environmental efficacy of fuel as compared to carbon  taxation. In the short run, consumers may be locked into patterns of use by habit, culture, vehicle  characteristics, urban infrastructure, and architecture. The short‐run response to higher fuel prices is  indeed often small – price elasticity estimates range between ‐0.1 to ‐0.25 for the first year.  However long‐run price elasticities are quite high:  approximately ‐0.7 or a range of ‐0.6 to ‐0.8. This  range is the average found by surveys of hundreds of studies that use both market based variations  in fuel price as well as policy induced variations and exploit both temporal and cross‐sectional  variations in the data; the individual study estimates range substantially more depending on  countries or regions covered, time period, method and other factors (Oum, 1989; Goodwin, 1992;  Graham and Glaister, 2002; Goodwin et al., 2004). In the long run, therefore, 10% higher fuel prices  will ultimately lead to roughly a 7% reduction in fuel use and emissions. Income elasticities are about  1, which means that 5% growth in income gives 5% growth in emissions. If instead a 2% reduction is  desired there is a 7% gap between the 5% increase and the ‐2% desired and a 10% increase in fuel  price every year would be needed to achieve such a reduction in emissions with a 5% growth in  income.   The long‐run effects of transport fuel taxation have been large. (Sterner, 2007) shows that in Europe,  where fuel taxes have been the highest, they have contributed to reductions in CO2 emissions from  transport by 50% for this group of countries. The whole Organisation for Economic Co‐operation and  Development (OECD) would have had 30% higher fuel use had not the European Union and some  other members imposed high fuel taxes (i.e., if all the OECD countries had instead chosen as low fuel  taxes as in the United States). Similarly, the OECD could have decreased fuel use by more than 35% if  all member countries would have chosen as high taxes as the United Kingdom. The accumulated  difference in emissions over the years leads to a difference in several ppm in CO2 concentration,  presumably making fuel taxes the policy that has had the largest actual impact on the climate up till  now (Sterner, 2007).     26 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   Figure 15.2 The impact of average diesel prices across the world on the emissions intensity of liquid fuels. The environmental effect of a fuel tax is illustrated in Figure 15.2, where the fitted curve is from a  log‐linear regression of the emission intensity of liquid fuels on the price of diesel. The cross‐country  variation in diesel prices is mostly due to variation in taxes (and in some cases, subsidies). Figure  15.2 suggests that the effect of a change in the price of a fuel on emissions is greater at low prices.  This is intuitive, since fuel will be consumed wastefully when it is cheap, allowing for greater demand  reductions when the price rises.  Though there are few clean experiments, the market continuously creates ‘quasi‐experiments’ which  are analogous to the introduction of policies. Increased fuel prices in the USA in 2008, for instance,  led to a shift in the composition of vehicles sold increasing fuel‐efficiency, while also reducing miles  travelled (Ramey and Vine, 2010; Aldy and Stavins, 2012).  Other price instruments that have been used in the transport sector are congestion charges, area  pricing, parking fees, and tolls on roads or in cities. These have been used to reduce congestion;  emission reduction is a co‐benefit. The USD2010 15.4 congestion fee in London led to reductions in  incoming private cars by 34% when introduced. Overall congestion was also estimated to have been  reduced by 30%, and emissions fell (Leape, 2006). The smaller (USD2010 2.6) congestion fee in  Stockholm reduced total road usage by 15% (Johansson et al., 2009).  Reducing subsidies to fossil energy will have a significant impact on emissions. Removing them could  reduce world GHG emissions by 10% at negative social cost (Burniaux and Chateau, 2011).The IMF  calculates that the removal of these subsidies induce a 15% reduction in global energy related  carbon emissions or 5 billion tCO2 in absolute terms and concludes that the post‐tax estimate of  USD2010 1.85 trillion in subsidies is ‘likely to underestimate’ energy subsidies due to the assumptions  made, hence the impact on carbon emissions is likely to be higher. Ellis (2010) reports a range of  effects from just a few percent to 18% depending on the size of the subsidy reduction.   Recognizing the potential impact of a reduction in subsidies to fossil fuels, the G20 and APEC blocks  agreed in 2009 to phase out inefficient fossil fuel subsidies in all countries (G20 Leaders, 2009).  In China, the energy saving policies adopted in 1991, the 1998 Law on Energy Conservation, and the  2004 Medium and Long Term Specific Schema on Energy Saving, led to higher energy prices and  explain half the decline in energy intensity of Chinese industries between 1997 and 1999, while R&D  accounted for only 17% of the decline (Fisher‐Vanden et al., 2006; Yuan et al., 2009).  15.5.2.3    Distributional incidence and feasibility  Although fuel taxes have often been criticized for being regressive (that is, for imposing a  proportionally higher burden on the poor), this is not always the case. There are large variations in  27 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   distributional impacts both within and between social groups ‐  the effects range from regressive or  progressive (Rausch et al., 2010, 2011); see also 6.3.5.2.  Studies of the distributional incidence of fuel taxes show that they may be neutral or weakly  regressive (before revenue recycling) in rich countries, but they are generally progressive in poor  countries. In many least developed and developing countries such as India, Indonesia, China, and  many African countries, the progressivity of fuel taxes is in fact quite strong. In Europe they are  approximately neutral (Sterner, 2012). Carbon taxation can sometimes have regressive effects prior  to recycling revenue, but recycling can make the poorest households better off. Generally, the  degree of progressivity can be selected depending on the method of recycling revenues. The  environmental taxation gives rise to government income that can be allocated in ways that either  benefit the poor or any other group giving a considerable range of options for how progressive or  regressive the politicians want to make the overall package, (Bureau, 2011).   The distributional effects of other taxes vary significantly. Kerosene taxes in developing countries are  regressive since kerosene is used predominantly by the poor (Younger et al., 1999; Gangopadhyay et  al., 2005; Datta, 2010).  This regressivity may also apply to taxes on electricity or coal. The  distributional effects of a more general carbon tax will depend on the mode of implementation with  respect to different fuels and sectors and typically be more complex than for a single fuel, since the  potential substitution possibilities are many. Results vary, but for instance, Hassett et al. (2009) finds  a carbon tax to be regressive in the USA, showing that the cost is about 3.74% for the poorest decile   four times the effect on the highest decile. In India, on the other hand, a carbon tax would be  progressive (Datta, 2010). The pro‐ or regressivity of carbon taxes will vary between countries but  can also be affected by design, as shown for instance by Fullerton et al., (2012) or Sterner and Coria  (2012).  The assertion that fuel taxes are regressive is often used as an argument and can make fuel taxes  politically difficult to implement even if not true. Feasibility is however not tied in any simple way to  income distribution effects. If a tax is progressive, this does not necessarily increase feasibility since  this means that the interests of influential groups are affected, which may be a much bigger  impediment to feasibility (Datta, 2010). Fear of social unrest may hold up subsidy removal.  Protests  over reduced petrol subsidies are common; for example, recently riots erupted in Nigeria when  President Jonathan Goodluck tried to eliminate very costly petrol subsidies with only partial success.  Some countries such as Iran and Indonesia have recognized that fuel subsidies actually accrue to the  relatively wealthy and managed to successfully reduce the subsidies without much unrest, by making  sure that revenues saved are spent fairly – for instance through general lump‐sum cash transfers  (Coady et al., 2010; Atashbar, 2012; Sterner, 2012; Aldy and Stavins, 2012).  15.5.2.4    Design issues: exemptions, revenue recycling, border adjustments  As mentioned above in 15.5.2.1, despite the attractive efficiency properties of a broad carbon tax,  and even its progressivity in many circumstances, it may face political resistance. To have a big effect  on emissions a tax must be high. Carbon and fuel taxes have often been initially resisted, but once  introduced it seems the fee level has often been increased, (Sumner et al., 2011b). Another factor  may be a path dependency since the taxes reduce the use of fossil fuel and lower fuel use means less  opposition to fuel taxes, (Hammar et al., 2004). This path dependency may be the rationale for  raising the fuel or carbon taxes slowly and steadily as done by the Conservative government in the  UK with the Fuel Price Escalator starting in 1993, a policy that was continued under the successor  Labour government for several years.   An emissions tax involves a transfer from economic agents to the state, namely the tax revenue from  the residual emissions that are not abated. Private parties have to make this transfer in addition to  bearing the cost of actually reducing emissions. There are a number of approaches to designing a tax  (or fee) so that the transfer does not take place and resistance from incumbent polluters is reduced.  28 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   One approach is simply to exempt certain carbon‐intensive industries – such as heavy industry in  Sweden, as mentioned earlier. Such policies with incomplete coverage are less cost efficient than  general policies (Montgomery, 1972) and Chapter 6.3.5.1). This lack of efficiency applies not only to  carbon emissions – it applies even more broadly to agriculture, forestry and to other climate gases  such as methane or nitrous oxide (Bosetti et al., 2011). However, narrow sectoral policies may be  politically more feasible due to concerns about international competitiveness, the structure of  winners and losers, and consequent lobbying (Holland et al., 2011).  A related approach that tries to avoid the loss of coverage is to exempt some firms from taxes  conditional on their undertaking emission reduction commitments. In Denmark, for example,  companies signing an energy savings agreement with the government received a 25% tax reduction  (OECD, 2001; Agnolucci, 2009; Sumner et al., 2011; Ekins and Speck, 2011; Aldy and Stavins, 2012).   Similarly, in the UK some firms may sign Climate Change Agreements (CCA) to reduce emissions that  exempt them from the CCL. This experience offers a cautionary tale: on average the agreements did  not require firms to reduce emissions beyond what they would have done anyway (Martin et al.,  2011). Conditional exemptions amount to unconditional ones if the conditions are lax.  Yet another approach to avoiding a large transfer to the state is to recycle all or part of the tax  revenue. In the Canadian province of British Columbia, revenue from the broad carbon tax of USD2010  29.1/tCO2 is fully rebated to the general population via income tax cuts and transfers to low‐income  people who do not pay income tax. British Columbia raised the tax gradually in increments of USD2010  4.8/tCO2 annually to its current level (Jaccard, 2012).  Sometimes revenues are recycled to firms in emission‐intensive industries. Again, this relies on  identifying the recipients, so it is usually confined to a few sectors with the attendant disadvantages  mentioned above. Refunded emission payments and other combinations of taxes and subsidies may  be designed to be neutral so that, for example, the industry pays the cost of abatement but does not  pay a tax for the allowed or reference level of pollution (Fischer, 2011). One expression of this is  fees, which are collected in environmental funds and subsequently used in ways that benefit the  polluters. An example from NOx emissions in Sweden is that a refunded emission payment may be  politically more acceptable and thus environmentally more effective than simply a tax. Since the fee  is refunded (in proportion to output), there is considerably less resistance to the fee and it can be set  much higher than what would have been acceptable for a pure tax. Norway has pioneered another  instrument for NOx emissions – taxes are refunded to cover abatement expenses. This implies a  combination of a tax on emissions with a subsidy on abatement. Experience shows that a lower fee  can achieve the same result with this instrument design as a tax (Fischer, 2011). Norway is  considering promoting similar solutions for carbon emissions (Hagem et al., 2012). The drawback of  such schemes for reducing carbon emissions is that their sectoral nature reduces coverage and  raises costs.    Abatement subsidies have also been financed out of general revenues. Abatement subsidies need to  be financed through tax revenues.  The taxes needed to finance the subsidies in general involve a  marginal excess burden.  This deadweight loss is an extra cost of subsidies relative to emissions  taxes. Furthermore, there is an efficiency penalty due to their sectoral nature. If applied to firms,  subsidies may create perverse incentives to enter or to fail to exit from, a polluting industry, and  raise costs (Polinsky, 1979). Perhaps for such reasons, they are seen in residential and commercial  sectors, for instance, tax breaks are provided for building insulation or refurbishing. There are also  white certificates and innovative financing schemes that allow loans to be repaid as part of  electricity bills (See Section 9.10 for further discussion).  Another reason for tax exemptions is to avoid a loss of competitiveness in industries exposed to  foreign competition that is not subject to taxation or equivalent policies. A pure tax (at a high level)  may incentivize industries to move to neighbouring countries. This is known as ‘leakage’, since  emissions `leak’ to jurisdictions not subject to taxation.  It is generally hard to find decisive empirical  29 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   evidence of carbon leakage, though this may be partly because high carbon taxes have not been  tried in any significant way for trade‐exposed sectors. As discussed in Chapter 5, some simulations  suggest that there could be sizeable effects (Elliott et al., 2010). Though the overall effects of border  tax adjustment on leakage are subject to debate (see Jakob et al.  (2013)), a recent model  comparison suggests that full border tax adjustments would moderately decrease leakage rates from  on average from on average 12 to 8% (Bohringer et al., 2012). Border tax adjustments are taxes  levied on imported goods that impose equivalent taxes on emissions `embedded’ in the goods.  Aichele and Felbermayr (2011)  find that sectoral carbon imports for a committed (i.e., taxed)  country from an uncommitted exporter are approximately 8% higher than if the country had no  commitments and that the carbon intensity of those imports is about 3% higher.  When  measurement of embedded emissions is uncertain, border tax adjustments can be criticized for  introducing trade barriers in environmental guise (Holmes et al., 2011).  Leakage can also occur intertemporally. As shown by Sinn (2008, 2012), a carbon tax might not only  encourage demand in other areas. There may also be a perverse supply side reaction (referred to as  the Green Paradox) increasing the current supply of fossil fuels in anticipation of rising carbon taxes.  Subsequent research (Gerlagh, 2011; Hoel, 2012)  has shown that, strictly speaking, this only applies  to very simplified and special models with complete exhaustion of all fossil fuels (which would lead  to very drastic climate change) and also only to models in which the carbon tax actually starts low  and rises faster than the discount rate. A number of conclusions can be drawn from the debate: (1)  generally, the supply side should not be neglected; (2) if a tax is used, there are arguments for  making it high rather than low and fast‐growing; and most importantly, (3) instruments used need to  cover as many countries and sources as possible. It may be difficult to find a single optimal tax, and it  may be necessary, rather to formulate a tax rule that will decide how the tax rate is to be updated,  (Kalkuhl and Edenhofer, 2013).   15.5.3    Emissions Trading  15.5.3.1    Overview of emissions trading schemes   Over the past three decades, emissions trading, or cap and trade, has evolved from just a textbook  idea (Dales, 1968) to its current role as a major policy instrument for pollution control. Earlier  experiences with emissions trading include schemes such as the California RECLAIM Program and the  US Acid Rain Program (Tietenberg, 2006; Ellerman et al., 2010).   But since the start of the EU carbon trading system (See Section 14.4.2), several countries and sub‐ national jurisdictions (e.g., New Zealand, Australia, California, northeastern United States, Quebec,  South Korea, Tokyo, and five cities and seven provinces in China) have also put in place or proposed  trading schemes to control their carbon emissions. This section provides a brief overview of the  literature (see further (Perdan and Azapagic, 2011; Aldy and Stavins, 2012) and draws lessons for the  design of carbon trading programmes.  15.5.3.2    Has emissions trading worked?  We begin by assessing environmental effectiveness. There were three GHG cap‐and‐trade  programmes that were operational6 by 2012 (Newell et al 2013). The EU ETS, reviewed in 14.4.2, is  by far the largest. Emissions are estimated to have fallen by 2–5% relative to business‐as‐usual in the  first pilot phase from 2005–2007 (Ellerman, Convery, De Perthuis, et al., 2010).Similarly, Edenhofer  et al (2011) attribute reduction of emission intensity by 3.35% per year in 2008–2009, in contrast to   California and Quebec started recently in 2013, as did Australia with its ‘fixed‐price’ or tax period; trading  starts 2014 and S Korea starts even later. None of these can be evaluated empirically at present.  6 30 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   only 1% in 2006–2007, to the EU ETS. Permit prices have fallen to around USD 10–15 in 2012 (Newell  et al., 2013). Section 14.4.2 concludes that environmental effectiveness has been compromised to a  large extent by a structurally lenient allocation of permits that was driven by the necessity for  institutional and political feasibility.    The Regional Greenhouse Gas Initiative (RGGI), (see 15.5.3.3) has been ineffective since the cap has  never been binding and is not expected to become so for several years (Aldy and Stavins, 2012). The  third, much smaller, New Zealand ETS, appears to have had a small impact on emissions (Bullock,  2012). The last of the emissions trading schemes in GHGs, the Clean Development Mechanism  (CDM), was an offset programme, not a cap‐and‐trade scheme. Section 13.13.1.2 finds that there are  many challenges when it comes to additionality, baseline definition and leakage but possibly some  advantages from the viewpoint of generating income in developing countries.  This experience shows that it is has been very difficult to get a cap‐and‐trade programme for GHGs  enacted with a cap tight enough to have a significant environmental effect, at least initially. Other  programmes (notably for the whole USA) that have been suggested have not made it through the  political process. It is unclear to what extent this issue is peculiar to ETSs but there is a similar if not  stronger opposition to the other major economic instrument, carbon taxation. One of the  advantages claimed for an ETS is a greater option of allocating rights to appease opponents of a tax  scheme. Hence there is a tradeoff between feasibility, distributional effects, and environmental  effectiveness at least in the short run. Older non‐GHG cap‐and‐trade programmes such as the SO2  and leaded petrol phase‐out programmes in the United States have been environmentally effective  (Tietenberg, 2006; Schmalensee and Stavins, 2013).7 It may be that any policy instrument stringent  enough to have a significant environmental effective programme may have faced opposition in the  particular circumstances. One possible lesson for design may be to build a price ceiling into any  proposed cap‐and‐trade programme. In that case, the concern that a tight cap would lead to very  high costs, would be alleviated and may make it politically feasible to have a somewhat more  ambitious cap (Aldy and Stavins, 2012).   Cost‐effectiveness is the main economic rationale for using emissions trading as opposed to simpler  regulation. The experience with regard to GHG programmes is too limited to draw any conclusions  yet. As in many of the earlier markets, cost savings in the US Acid Rain Program—an allowance  trading system established in 1995 to control SO2 emissions from coal‐fired plants in the continental  United States—were substantial (Carlson et al., 2000; Ellerman et al., 2000). Cost savings in this  programme came not only from equalizing marginal costs across affected electric utility units on a  period‐by‐period basis but also from equalizing (present value) marginal costs intertemporally as  firms have saved current permits for future used in what is known as banking of permits. According  to (Ellerman and Montero, 2007), the use of banking has been substantial and remarkably close to  what would be expected in a well‐functioning market. Recently, the price has collapsed to zero also  in this market as the Environmental Protection Agency (EPA) has used other instruments to push for  further reductions.  Banking has also been responsible for a large part of the significant cost savings in the US Lead  Phasedown Program  a trading scheme established in 1982 to provide refineries with flexibility to  gradually remove lead from gasoline. In addition to banking, cost savings in this program were driven  by dynamic efficiencies, i.e., the faster adoption and/or development of more efficient refining  technologies (Kerr and Newell, 2003). In contrast, dynamic efficiency has played a minor role in  7 Note that there is literature (e.g., Lohmann (2008)) much less enthusiastic about the concept of emissions  trading for reasons of justice and environmental integrity, among others, and more so after the current  collapse of carbon prices in the EU‐ETS, (Lohmann, 2008).    31 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   explaining cost savings in the US SO2 allowance program (e.g., Ellerman et al., 2000; Fowlie, 2010;  Kumar and Managi, 2010).  The introduction of a price on carbon through either a carbon tax or cap‐and‐trade can have  substantial distributional consequences.  Extensive analyses of these effects have been conducted in  the US context.  Burtraw et al. (2009) illustrate in the context of a trading programme that the  outcome for the average household will depend much more importantly on the use of the value  associated with emissions allowances than with the actual stringency of the regulation. For example,  lump sum dividends or some kinds of tax reform can be progressive.  Similarly Hassett et al. (2009)  find that the degree of regressivity is much reduced when a lifetime measure of income is used.  Parry (2004) shows in an analytical framework that emissions trading can be regressive, especially if  implemented with free allocation to incumbent emitters (grandfathering). Bovenberg et al. (2005)  find that profits can be maintained throughout the economy by freely allocating less (sometimes  considerably less) than  25% of pollution permits, with the rest auctioned. These considerations are  very similar for tax or cap‐and‐trade systems. Granting greater than this quantity for free would lead  to windfall profits. In simulation modelling of the US electricity market, Burtraw and Palmer (2008)  find that it would be sufficient to allocate just 6% of the allowances to the electricity industry to  offset costs under a CO2 trading programme because a majority of costs are borne by consumers;  greater allocation would again lead to windfall profits. Hassett et al. (2009) examine regional effects  and find them not to be very significant.  Blonz et al. (2012) show that even if programmes are  regressive, social safety nets, which adjust automatically to inflation, generally protect low‐income  groups in the United States, and middle income groups may be most vulnerable.    It should be noted that the experience with emissions trading, whether for greenhouse gases or  other, non‐climate‐related pollutants, has been wholly in high‐income countries. Coria and Sterner  (2010) describe some success for air pollution in a middle income country like Chile but it is unclear  to what extent these can be transferred to developing countries.  15.5.3.3    Sector coverage and scope of the cap  A key component in a trading scheme is establishing the pollutants (e.g., greenhouse gases) and  entities that will be regulated. There are several factors that may affect this decision: (1) the quality  and cost of emissions measurement and verification, (2) the ability to target sectors with the  greatest mitigation potential, (3) the ability to broaden the coverage to unlock low‐cost mitigation  opportunities, (4) the political and institutional feasibility of including certain sectors, and (5) the  interactive effects the cap may have with other policies.     In most trading schemes, the affected sources are relatively large emitting sources whose emissions  have been closely monitored (smaller sources are often regulated with alternative instruments). This  applies to the earlier programmes (e.g., Acid Rain, RECLAIM, Lead Phasedown)8 but also in carbon  markets. In other words, there are few cases in which the point of obligation has been upstream,  i.e., different than the emitting point. The trading scheme in Australia, launched in 2012, covered  373 entities comprising approximately 60% of Australia’s GHG emissions. Electricity generation,  industrial processes, fugitive emissions, and non‐legacy waste are under permit liability (Clean  Energy Regulator, 2012).9 Small‐scale stationary fossil fuel use (especially gas) is covered by  upstream permit liability on fuel distributors. Liquid fuels used in aviation/shipping and synthetic  8 An exception is the market for particulates established in Santiago‐Chile in 1992 for industrial sources  (Montero et al., 2002). The trading commodity was not actual emissions, which were difficult to monitor on a  daily basis, but a firm’s maximum capacity to emit. 32 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   GHGs are subject to an equivalent carbon price through changes to existing taxes. Agriculture and  forestry can produce offset credits (Macintosh and Waugh, 2012; Caripis et al., 2012).10   Coverage in the carbon‐trading scheme in New Zealand, is the most comprehensive and covers all  GHGs and all sectors. It has expanded in stages from the forestry sector (in January 2008) to fossil  fuels and industrial emissions (in July 2010), and will cover the waste sector in May 2014. The  agricultural sector must report emissions since January 2012 but a decision on when it will face  surrender obligations has not yet been made. This is the only national emissions trading scheme to  include forestry, and is intended to shift land‐use change decisions towards greater carbon  sequestration and less deforestation (Karpas and Kerr, 2011; Adams and Turner, 2012). Coverage is  also scheduled to expand in stages in the recently launched carbon market in California (Hanemann,  2009). In the first compliance period, which runs from 2013–2014, electricity generating and  industrial facilities that exceed 25,000 tonnes of CO2e per year will be obligated to abide by the  agreement; the second period (2015–2017) adds distributors of transportation, natural gas, and  other fuels; and the third period (2018–2020) adds transportation fuels (CARB, 2011). All major  sources will be covered over time, which will represent an equivalent of 85% of California’s GHG  emissions (CARB, 2011).Offset projects are foreseen in forestry management, urban forestry, dairy  methane digesters, and the destruction of ozone‐depleting substances.   There are other carbon markets that are less ambitious in scope. The trading scheme in Tokyo,  launched in April 2012, includes 300 industrial facilities—which in total consume at least 1,500 kl of  crude oil equivalent per annum—and a combined 1,000 commercial and institutional buildings. In  aggregate, this is equivalent to only 20% of Tokyo’s total CO2 emissions (Partnership for Market  Readiness, 2012). Though the programme may be limited in scope, it is one of the first programmes  in the world to address emissions from urban buildings, which can be quite significant (Nishida and  Hua, 2011). The Regional Greenhouse Gas Initiative (RGGI), a cap-and-trade programme initiated in  2009 and that covers nine Northeast and Mid-Atlantic states in the United States (Connecticut,  Delaware, Maine, Maryland, Massachusetts, New Hampshire, New York, Rhode Island, and  Vermont), only regulates CO2 emissions from power plants.   15.5.3.4    Setting the level of the cap  The cap defines the stringency of the trading scheme.  Naturally, the permit prices also depend on  many circumstances such as the economic growth. In many of the trading programmes reviewed  above, the caps appear however to have been set below what would lead to efficient levels of  abatement – since the allowance prices (the marginal abatement costs) have ended up below most  estimates of the marginal environmental benefits from abatement. The RECLAIM Program which  covers NOx and SO2 is an example as are the acid rain and lead phase‐out programmes. It should be  noted, however, that to varying extents, carbon trading programmes include mechanisms to tighten  the cap gradually.  Caps in the carbon markets have slower reductions maybe because of higher short‐term mitigation  costs. In the Australian scheme, there is no cap on emissions during the initial so‐called ‘fixed‐price  phase’ (2012–2014) but a price that rises from AUS 23.00 per tonne in 2012/2013 to AUS 25.40 in  2014/2015. The fixed price scheme, has many of the characteristics of a tax and offered advantages  in the specific political circumstances that failed to agree on an emissions target but not on a price  (Jotzo et al., 2012) hence preferring implicitly uncertainty on emissions rather than on the price  (Jotzo and Betz, 2009; Jotzo and Hatfield‐Dodds, 2011; Pearce, 2012). The fixed price period   For more see Section 7A of the National Greenhouse and Energy Reporting Act 2007 ((National Greenhouse  and Energy Reporting Act 2007, 2007). The carbon market in South Korea, to start in 2015, will cover around  450 large facilities and about 60% of the country’s GHG emissions (Kim, 2011).  10 33 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   naturally established a price signal and provided time for important elements of the flexible price  period to be implemented, such as an auction platform. Starting with the first flexible‐price phase  (2015–2018), the government will set annual caps for five‐year periods, extending the cap by one  year every year. A default cap (associated to a GHG emissions reduction of 5% from 2000 levels by  2020) will apply in the event the parliament cannot agree on a cap (CAUS, 2012).  New Zealand, on the other hand, has operated within the Kyoto cap for 2008–2012 by requiring  every unit of emission to be matched by a Kyoto unit at the end of the Protocol’s true‐up period. For  2012 and forward, the government has proposed legislative amendments to introduce a domestic  cap and remove the requirement to back domestic emission with Kyoto units.(NZME, 2013)  The cap in the California scheme is set in 2013 at about 2% deviating under the projected level for  2012, and then drops about 2% in 2014 and about 3% from 2015 to 2020 on an annual basis (4% of  allowances will be held in reserve to contain costs). The Regional Greenhouse Gas Initiative has  introduced a ‘soft’ fixed cap from 2009 to 2014 to decline by 2.5% per year. Economic growth and  natural gas prices have been lower than expected, so it is unlikely that the cap becomes binding by  2020 (Aldy and Stavins, 2012).11  15.5.3.5    Allocations Permits have been allocated either by auction, or have been given away for free. In the latter case,  allocation has been proportional to past emissions or output (i.e., grandfathered) or proportional to  current output. Earlier programmes relied almost exclusively on grandfathering. The SO2 allowance  programme allocated less than 3% of the total cap, through revenue‐neutral auctions; mainly to  provide an earlier and more reliable price signal to participants (Ellerman, Convery, De Perthuis, et  al., 2010). Some of the recent carbon markets also provide free allocations because of concerns  about emissions‐intensive trade‐exposed industries. In fact, the programme in New Zealand  considers a very limited amount of auctioning (although increasing over time) unlike RGGI, which  allocates the vast majority of permits through auctions (the softer cap in RGGI may explain the  difference).  Australia and California are somewhere in the middle in terms of auctioning, roughly  50% and 80% respectively.  The Californian and Australian schemes also make explicit output‐based (free) allocation rules for  energy‐intensive, trade‐exposed sectors, where recent production determines firm‐level allocation.   The Australian experience on this matter has also shown the influence that industry lobby groups  can have in policy design (Garnaut, 2008; Pezzey et al., 2010) and how politically involved this can  become (Macintosh et al., 2010).   15.5.3.6    Linking of schemes  Linking occurs when a trading scheme allows permits from another trading programme to be used to  meet domestic targets. Such linkages can be mutually beneficial as they can improve market liquidity  and lower costs of compliance. However, these benefits need to be weighed against challenges like  losing unilateral control over domestic design and being subject to international price movements.  Linking, however, involves certain tradeoffs in terms of exposure to international prices and loss of  flexibility to unilaterally change features in the domestic design once links are established.  International linkage of trading schemes might be simpler than harmonizing carbon taxes through  international agreements (Karpas and Kerr, 2011). There is however, not general agreement on this   There is a proposal from the RGGI states, however, to reduce the cap in 45% by 2020 (Regional  Greenhouse Gas Initiative, Inc., 2013).  11 34 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   point; to the contrary, agreements on taxes might avoid the most contentious baseline issues see for  instance (Nordhaus, 2007).   The experience with linking is limited because carbon markets are relatively recent. One example of  a linking process is the ongoing collaboration, since 2007, between California and the Canadian  province of Quebec, which will both place compliance obligations on large emitters under their  trading schemes beginning in January 2013 and continue negotiations for a full linking of the two  schemes later on in 2013 (CARB, 2011). Another example is the announcement in 2013 of an  Australia‐EUETS link by 2018 preceded by a transition phase in which Australian installations can use  EU‐Allowances for compliance from 2015 on. Interestingly, Australia is also exploring ways for  establishing links with schemes in South Korea and California, which, de facto, would create links  between all these trading schemes.12 We do not yet know if linking schemes without prior  commitment on overall caps will facilitate or complicate future negotiations on the caps.  15.5.3.7    Other design issues: banking, offsets, leakage, price volatility and market power  There are additional, important, aspects of policy design on which we can only briefly touch  here. Unlike borrowing, banking of permits for future use is a feature used in many trading  schemes with good results in terms of cost savings and environmental benefits (i.e., absence  of emission spikes and acceleration of emission reductions). A well‐documented example is  the US SO2 allowance programme (Ellerman and Montero, 2007). A dramatic example of  volatility is given by the RECLAIM programme where in the summer of 2000 permit prices that  began under USD 5,000 per ton of NOx increased abruptly in price to almost USD 45,000, leading to a  relaxation of the cap see (Metcalf, 2009). Offsets, the possibility of using emission credits  outside the capped sectors either domestically or internationally (e.g., CDM or REDD), is  another design feature common in most trading schemes but of much concern because of  the well‐known tension between cost‐effectiveness and additionality. One way to  somewhat assuage this tension is to move away from a project‐based crediting approaches  (e.g., CDM) to scaled‐up approaches – to the level of the sector, jurisdiction or country.  Offset provisions, if well designed, can also help alleviate the ‘leakage’ problem of moving  emissions from capped to uncapped sectors. An alternative design option to address  leakage might be to use output‐based allocation rules although this will raise concerns  related to output subsidy. Another problem is market power specific to permit trading  which has been the subject of much research since the work of (Hahn, 1984). It seems,  however, that market power is less of a problem than anticipated (Liski and Montero, 2011), ,  also confirmed by findings from laboratory experiments (Sturm, 2008).  15.5.3.8    Choice between taxes and emissions trading  Regarding the choice between taxes and tradable permits, longstanding economic theory  (Weitzman, 1974; Hoel and Karp, 2001, 2002; Newell and Pizer, 2003) suggests that in the presence  of uncertainty about the marginal cost of emission reduction, for a stock pollutant like CO2, a carbon  tax is more economically efficient than a tradable permit system. According to the Weitzman  intuition, a tax is preferred since the benefits curve is fairly flat for a stock pollutant, (this result  could be changed in the presence of a major threshold effect). The reason is essentially that when  there is a negative shock to the cost of emission reduction, as has been the case in the EU following  the economic slowdown that began in 2008, cost efficiency calls for doing more abatement, with   The firm intentions of New Zealand and Australia about linking their systems came to a sudden  end after the latter announced it was linking its system to the EU ETS.  12 35 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   less being done at other times when the abatement cost is higher. This is achieved with a tax, but  not with a cap that is fixed in each period. The slump in the carbon price in the EU ETS is thus  suggestive of a loss of cost‐effectiveness.  In the very long run there may be more uncertainty about the level of an optimal tax than about a  quantity target and policymakers may then prefer to legislate a long‐run abatement target in a cap‐ and‐trade system.  As seen above, this can entail short‐run efficiency losses and it would be  desirable to allow flexibility with regard to annual caps that would add up to the long run target, but  concerns about credibility mean that such flexibility must be severely limited. As shown in Chapter 2  (Section 2.6.5), there is a literature on regulatory uncertainty that shows extra costs deriving from  the hesitancy by investors in the face of all regulatory uncertainty but in particular perhaps, when it  comes to cap‐and‐trade systems  To prevent a large loss of efficiency in a cap‐and trade‐system, and to avoid exceptionally high price  volatility that deters investment, price floors and ceilings can be used, although care would be  needed in design to avoid breaching the integrity of the cap. Banking and borrowing of permits (see  Section 15.5.3) are another means of providing intertemporal flexibility in abatement as are the  availability of credit reserves or of offsets.  As explained in Section 15.7, a tax can be used in conjunction with other policy instruments while a  cap‐and‐trade system either renders the other policies environmentally irrelevant or is itself  rendered environmentally irrelevant by them. This is a major concern when decision making takes  place at several levels.   As discussed in Section 15.5.2.4, the issues of intertemporal (and spatial) leakage discussed in the  green paradox literature would appear to give preference to cap and trade over taxes but this is  partly a simplification. The green paradox mainly exists in oversimplified models and poorly designed  tax schemes. There are however, lessons from this literature concerning design details. For example,  one might prefer high taxes that grow slowly to low taxes that rise very fast, and one might be  careful with too much flexibility, particularly borrowing in permit systems. Kalkuhl and Edenhofer  (2013) compares four policies, (1) a conventional Pigouvian carbon tax, (2) a carbon tax rule (that  adjusts the tax level dependent on GHG concentrations), a permit trade (3)with or (4)without  banking and borrowing) in the context of a (weak) green paradox setting with respect to three  different criteria: the informational burden for the government, the commitment problem of the  government, and the robustness of the policy with respect to deviations in behaviour (discount rate)  by agents in the economy. They find that a tax and a trading scheme without banking and borrowing  have high informational requirements. The ETS with banking and borrowing shifts the timing  problem of carbon emissions to the private sector, but does not work well if these have different  discount rates from the regulator. The flexible tax rule or an ETS with restricted banking and  borrowing can lead to an optimal allocation even in this case, but then again the informational  requirements for the regulator are daunting.   One of the attractions of emissions trading schemes appears to have been that they may meet with  less opposition from industry, which can be allocated permits for free. Taxation is often resisted by  lobbies and sometimes for constitutional reasons. Taxation is also resisted by those who want a  smaller government – in which case environmental fiscal reform (raising carbon taxes while lower  other taxes) may be more acceptable. Another argument that has been made in favour of an ETS is  that it may be easier to link permit schemes across borders than to agree on common taxes.  Harmonization is advantageous, since it reduces costs (15.7). There is however, no general  agreement on this. Some analysts believe the opposite, that it will be easier to link taxation systems  within an international agreement (Helm, 2003; Nordhaus, 2007; Jaffe et al., 2009; Metcalf and  Weisbach, 2011) and (15.8.1). Finally, linking cap‐and‐trade systems would automatically involve  financial transfers between countries. These might be a benefit for low‐income countries if they can  36 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   be carbon‐efficient and maybe less controversial than negotiated side payments but this hinges on  agreement concerning the various country targets.  Finally taxes, unlike an emission‐trading scheme, do not require a new institutional infrastructure to  keep track of ownership of emissions allowances.  This consideration may be especially important in  developing countries.  15.5.4    Regulatory Approaches  15.5.4.1    Overview of the implementation of regulatory approaches   As discussed in Section 15.2, economy‐wide carbon pricing, though widely discussed in the  literature, has been rarely implemented. Those policies that have been implemented have often  been sector‐specific, and have often fallen in the category of a regulatory approach. Regulatory  approaches are used across sectors, usually alongside other policies, as can be seen in Table 15.2.  For example, Renewable Portfolio Standards (RPS), and energy efficiency standards may be  combined with fuel subsidy reduction in the energy sector (Chapter 7).  In the transport sector,  vehicle efficiency and fuel quality standards are used alongside government provision of mass  transit, and fuel taxes (Chapter 8). In the building sector, a number of complementary policies, such  as appliance standards, labelling, and building codes are employed, along with tax exemptions for  investment in energy‐efficient buildings (9.9). In the industrial sector, energy audits for energy‐ intensive manufacturing firms are also regularly combined with voluntary or negotiated agreements  and energy management schemes. Information programmes are the most prevalent approach for  energy efficiency, followed by economic instruments, regulatory approaches and voluntary actions  (10.11).   Several of these regulatory approaches often contain market‐like features so that the distinction  between regulatory approaches and economic instruments is not always sharp. Renewable Portfolio  Standards programmes often, for example, allow utilities to satisfy their obligations by purchasing  renewable energy credits from other producers, while feed‐in tariffs involve both regulations and  subsidies for renewable energy.  Low‐carbon fuel standards also sometimes incorporate market‐like  features including trading among suppliers.  Regulatory approaches play the following roles in mitigation policy. First, they directly limit  greenhouse gas emissions by specifying technologies or their performance. Second, in sectors such  as AFOLU (see Chapter 11) and urban planning (see Chapters 8 and 12) in which much activity is  strongly influenced by government planning and provision, regulations that take climate policy into  account are clearly important. These are discussed in further in Section 15.5.6.  Third, regulations  such as RPS can promote the diffusion and innovation of emerging technologies, a role that is  examined in Section 15.6. Fourth, regulations may remove barriers for energy efficiency  improvement. These may arise when firms and consumers are hindered by the difficulty of acquiring  and processing information about energy efficient investments, or have split incentives as in  landlord‐tenant relationships.   Regulatory approaches have been criticized, both for being environmentally ineffective, and more  strongly, for lack of cost‐effectiveness, as the governments have limited information and may make  governmental failures in intervention ((Helm, 2010) see also 3.8.2)). Some are opposed to the  regulations on libertarian philosophical grounds (Section 3.10.1.1). In what follows, we assess the  environmental and cost effectiveness of regulatory approaches, largely focusing on short‐run effects  of energy efficiency policies that have been extensively studied. Long‐run effects acting through  technology development are assessed in Section 15.6. There is insufficient literature on  distributional incidence and feasibility to underpin an assessment of these dimensions.  37 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   15.5.4.2    Environmental effectiveness of energy efficiency regulations  Several prospective studies reviewed by Gillingham, Newell, and Palmer (2006) and one large ex‐ post study of US energy efficiency standards for appliances (Meyers et al., 2003) found substantial  energy savings. Such savings have also been found in the building sector across countries (Section  9.10) in a study of best‐practice building codes and other standards. Recently, econometric studies in  the United States have also found energy reductions from building codes (Aroonruengsawat, 2012;  Jacobsen and Kotchen, 2013). These studies also reported significant energy savings and related CO2  reduction. Fuel economy standards for vehicles have also been successful in reducing fuel  consumption in many countries (Anderson et al., 2011). Generally speaking, energy efficiency  policies that address market failure can result in energy savings (7.10, 8.10, 9.10, Table 9.8, 10.10).  Some case studies however, identified weak environmental effectiveness due to lack of  implementation. Such examples were found for building codes and energy management systems.  Rebound effects need to be taken into account in interpreting these findings of environmental  effectiveness of energy efficiency regulations. The rebound effect refers to the increase in energy  consumption induced by a fall in the cost of using energy services as a result of increased energy  efficiency. For detailed general discussion on rebound effects, see Sections 3.9.5 and 5.6.2. For  sector‐specific studies of rebound effects, see Section 9.6.2.4 for building sector and Chapter 8 for  transport sector. With regard to appliance standards and fuel‐economy regulations in the United  States, environmental effects remain large even when taking the rebound effect into account  (Gillingham et al., 2006; Anderson et al., 2011). More generally, direct rebound effects (within the  regulated sector as a result of the fall in the cost of energy services) are commonly found to be in the  range of 10%–30% in various sectors in developed countries, and higher in developing countries  (Sorrell et al., 2009; Gillingham et al., 2013). Indirect rebound effects, which result from increased  economic growth resulting from the fall in the cost of energy services, can be much larger. Reviewing  claims of rebound effects in excess of 100%, Dimitropoulos (2007) concluded that although the  evidence base and methodologies were weak, the possibility of significant rebound effects could not  be dismissed.  A recent review suggests that total rebound effects are unlikely to exceed 60%  (Gillingham et al., 2013).    While the scale of the rebound effect varies, its presence suggests that complementary policies that  include carbon pricing are called for so that mitigation is not compromised. Some countries, such as  the UK, have begun to account for a direct rebound effect in energy policies (Maxwell et al., 2011).  Regulations such as emissions standards have also been criticized on the ground that they are less  flexible than incentive‐based approaches and may even provide perverse incentives and increase  emissions under certain conditions like treating new units more stringently than old ones (Burtraw  et al., 2010). Yet, recent modelling that incorporates institutional features of various policies in the  United States, including the capacity to adjust the stringency of a regulation or a cap/tax, suggests  that emissions standards may be more effective than cap and trade in reducing overall emissions  (Burtraw and Woerman, 2013).  15.5.4.3    Cost effectiveness of energy efficiency regulations  Regulatory approaches are often implemented in contexts in which market failures or barriers to  adoption of energy‐efficient technologies exist. There is a considerable sectoral literature showing  that energy efficiency regulations have been implemented at negative costs to firms and individuals,  meaning that their value to consumers exceeded programme costs on average. In the transport  sector, fuel economy standards have been shown to produce net cost savings over the life of the  vehicle (Chapter 8.10). In the building sector, a range of energy efficiency policies including appliance  standards and building codes have been found to have negative private costs (Table 9.8), (Gillingham  38 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   et al., 2006, 2009a). In the industrial sector, a number of case studies on energy management  systems and energy audit systems show that they have been cost effective (Chapter 10.10).  The cost effectiveness of such regulations has been the subject of heated debate.  Economic theory  points to the following circumstances in which regulations may be implemented with negative  private costs. Buyers may have less information about the efficiency and cost of a device than  sellers. They may not be able to assess the energy savings from an appliance even after using it. This  can lead to a situation in which low‐efficiency devices drive more expensive high‐efficiency models  out of the market. Efficiency standards in this setting can improve consumer welfare by reducing the  informational asymmetry between buyers and sellers (Akerlof, 1970; Leland, 1979; Goulder and  Parry, 2008). When competition is imperfect and sellers compete on both quality (efficiency) and  price, then a minimum quality standard eliminates low‐quality sellers from the market enhancing  price competition among high‐quality goods. This can make all consumers better off (Ronnen, 1991).  Split incentives, as in landlord‐tenant relationships, can lead to economically inefficient devices  persisting in the market, absent intervention. For more details, see Box 3.9.2.  Individuals working in small workplaces often find it difficult to acquire and analyze information on  energy efficiency (see 2.6.5.3 on human behaviour on energy efficiency). As a consequence, those  individuals are prone to rely on intuition to make decisions. In many cases, analyzing the minimum  cost actions given the price signal is too challenging, and thus cognitive costs may result in some  consumers simply not taking operating (energy) costs into account at all while making their purchase  decisions (Section 3.10.1.1). (Allcott, 2011) exhibits this case in a recent survey of US car buyers, 40%  of whom were shown not to consider fuel costs in their purchasing decision. This kind of consumer  decision making can lead sellers to offer —and consumers to buy—less energy efficient products  than if consumers could more easily compute the operating costs. Section 9.8 indicates that such  barriers to energy efficiency are significant in the building sector. Regulation and information  measures can help overcome these barriers.   Large firms have more resources than individuals to assess information on energy efficiency, and so  may be more sensitive to carbon pricing. However, firms, especially small and medium enterprises,  also face the barriers such as split incentive and lack of information. Governments may employ  regulations (and information measures) to help correct this by implementing energy efficiency  standards for equipment. See 3.10.1.2 for more on behaviour of firms on energy efficiency.  Although both the theory and empirical evidence detailed above show that policy interventions to  remove barriers can have negative costs to firms and individuals, it has been argued that  unaccounted labour and opportunity costs borne by governments, firms, and individuals involved in  policy design and implementation process, as well as loss of amenity (for example, fuel economy  standards may undermine other functions of cars, such as speed, safety, quality of air conditioning,  and audio sets), result in understatement of regulatory costs. Such unaccounted costs are called  ‘hidden costs’(Box 3.9.2)   On the other hand, an ex‐post evaluation of expected and realized costs of environmental  regulations in the United States found that estimates of the unit cost of regulations by the regulator  were overstated just as often as they were understated, while total costs were more frequently  overstated (Harrington et al., 2000). Furthermore, Gillingham et al. (2006) note that in the United  States, “even if unaccounted‐for costs of appliance standards were almost equal to those measured,  and actual energy savings only roughly half of those estimated, appliance standards still would yield  positive net benefits on average” (Gillingham et al., 2006b). There may also be hidden benefits of  regulations, (Sorrell, 2009), such as improved amenities and ‘free drivers’ (which would occur if  nonparticipants were induced to invest in energy efficiency because others in the programme made  such investments) induced by regulation (Gillingham et al., 2006). In conclusion, while it is clear that  opportunities do exist to improve energy efficiency at negative private cost by regulations, the  literature is divided as to what extent such negative private cost opportunities exist.  39 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   It is the social rather than the private costs of regulations, however, that are more relevant for public  policy. This means that externalities need to be taken into account and co‐benefits of policies, such  as local air pollution reduction, would ideally be valued and subtracted from costs. Such externalities  can be large. Muller, Mendelsohn, and Nordhaus (2011) found that the external costs of coal‐fired  utilities in the United States exceeded value‐added in that sector. These and other costs and benefits  have to be taken into account when evaluating policies.  15.5.5    Information Measures  Information measures have been widely used in all sectors. To take typical examples, energy  efficiency labelling for home electric appliances and thermal insulation of buildings, as well as carbon  footprint certificates and public awareness initiatives are implemented in the building sector (9.10).  Energy management systems, as well as government‐assisted energy audits, either mandatory or  voluntary, are used in the building, industry, and energy sectors (7.10, 9.10, 10.10). Mandatory  reporting of GHG emissions is common for firms in the power and industrial sectors (7.10, 10.10),  while labelling of automobile fuel economy is used in the transport sector (8.10). Sustainability  certificate programmes are used in the forestry sector (11.10).    Regarding the environmental and economic effectiveness, a number of case studies in the building  sector are shown for the energy efficiency labelling for home electric appliance, building label and  certificates, energy audit programmes, and awareness raising campaign to stimulate behavioural  change (see 9.10, Table 9.8). For energy efficiency, the role of information measures is the same  with regulatory approaches, that is, to address market failure such as lack of information and split  incentives. For details of the market failure and role of information measures, see Section 15.5.4.   While some studies mentioned above reported high economic and environmental effectiveness, the  results are mixed in general, reflecting the wide diversity of the information measures, and it is not  appropriate to draw a general conclusion. Note that some policy instruments, such as energy  management systems and energy audit in the industrial sector that may fall either in regulatory  approach and information measures, are also covered in the section on regulatory approach above.   Since information programmes typically provide information and leave it to firms or consumers to  take appropriate action, those actions will usually only be taken spontaneously, or if they are  perceived to have negative private costs economically. The discussion of hidden costs/benefits and  rebound effects parallels that of regulatory approach, are covered in Section 15.5.4.  It should be noted that the role of information measure has been mostly supplementary to other  policy instruments such as obligatory standards or much wider policy package as detailed in sector  specific policy chapter (7.10, 8.10, 9.10, 10.10, 11.10). For example, energy efficiency labelling is  often followed by energy efficiency standard as a single policy package. This also makes difficult to  estimate the impacts of the information measure alone.  15.5.6    Government Provision of Public Goods or Services, and Procurement  While formal assessment is difficult, it is clear that public provision and planning can and have  played a prominent role in the mitigation of climate change at the national and sub‐national levels,  and in a wide range of industries including energy, transport, agriculture, forestry, and others. At the  national level, government provision or funding is crucial for basic research into low and zero‐ emission technologies (see Section 15.7).  In the energy sector, the provision and planning of infrastructure, whether for electricity  transmission and distribution or district heating networks, interconnectors, storage facilities, etc., is  complementary to the development of renewable energy sources such as wind and solar energy  (7.6.1.3). A modal shift from air to rail transport also requires public planning or provision by  40 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   national and local governments as a part of the policy mix and in best‐case scenarios could reduce  associated emissions by 65–80% (8.4.2).   Urban planning that incorporates climate change mitigation can have a major impact on emissions   (Chapter 12); therefore, municipal governments have a very important role to play.  Since mitigation  policies have many co‐benefits at the local level, including reduced local pollution and congestion,  and improved quality of urban space, cities have an interest in mitigation policies in addition to the  largely external climate benefits they provide. Land‐use and transport policies can considerably  influence the share of non‐motorized transport, public transport, and associated emissions (8.4.2.3).  Buildings and associated energy supply infrastructure are very long‐lasting (9.4.5) so public planning  to encourage the rapid adoption of new low‐carbon technologies and avoid lock‐in to high‐emission  infrastructure assumes importance. Such planning would need to take into account transport pricing  relative to land prices, building, parking, and other zoning regulation, city‐wide district heating and  cooling systems, and green areas (see Section 12.5, and (Baeumler et al., 2012). Capacity building at  the municipal level may be needed for incorporating climate change mitigation and its co‐benefits  into the planning process, especially in developing countries (see Section 15.10.3).  Government planning and infrastructure provision can complement a carbon or fuel tax, addressing  additional market failures that increase the quantity response to the price instrument by making  substitution towards less energy and carbon‐intensive lifestyles easier to implement. Conversely,  whether or not a public transit system will generate sufficient demand to be economical depends on  whether private transit (and its climate externalities) is suitably priced. By contrast, as noted below  in Section15.8, a tradable permit system for emissions would be a substitute, rather than a  complement for emission reduction through public provision. In conjunction with a tradable permit  system, local actions would affect the cost of reducing emissions, but not overall emissions  themselves. This raises the possibility that local governments may be de‐motivated to integrate  mitigation in their planning if they are located in a national or international jurisdiction with a  tradable permit system. In that case, their actions would not be `additional’ in GHG emission  reduction, rather they would reduce the cost of meeting the overall cap. Furthermore, the cost  reduction would not be captured entirely by the residents of the local jurisdiction in which the  actions took place.  Since most of the world’s forests are publicly owned, provision of sequestration services as part of  forest conservation is largely in the public sector. Forest protected areas make up 13.5 % of the  worlds’ forests, and 20.8% for tropical lowland evergreen broadleaf forests (rainforests) (Schmitt et  al., 2009). During the period 2000–2005, strictly protected forest areas experienced 70% less  deforestation than all tropical forests (Campbell, A. et al., 2008), but impact studies must also  control for ‘passive protection’ (protected areas being located in remote and inaccessible areas), and  ‘leakage’ (more deforestation outside the protected area). The understanding of how protected  areas can contribute to forest conservation, and thereby be a means of climate change mitigation,  has advanced much since AR4, due to better spatial data and methods.  Andam et al.(2008) find substantial passive protection for protected areas in Costa Rica. While a  simple comparison suggests that protected areas reduce deforestation by 65%, the impact drops to  10% after controlling for differences in location and other characteristics. Gaveau et al. (2009)  estimate the difference between deforestation rates in protected areas and wider areas in Sumatra,  Indonesia during the 1990s to be 58.6%; this difference falls to 24% after propensity score matching  which accounts for passive protection. In a global study, also using matching techniques, Joppa and  Pfaff (2011) finds that for about 75% of the countries, protected areas reduce forest conversion, but  that in 80 % of these controlling for land characteristics reduces the impact by 50% or more. Thus, an  emerging consensus is that protected areas reduce deforestation (Chomitz et al., 2007), even though  protection is not perfect, and there is a medium to high degree of passive protection. Estimates of  leakage are more challenging, as the channels of leakage are diverse and harder to quantify.   41 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   Local governance of forests can be an effective way of reducing emissions from deforestation and  forest degradation, as at least some of the public goods provided by forest are included in the  decision making process. A meta‐analysis of 69 cases of community forest management finds that  58% of these were successful in meeting ecological sustainability criteria, e.g., ‘improved forest  condition’ (Pagdee et al., 2006). Similarly, using data from 80 different forest management units in  10 countries, a study found positive correlation between greater devolved authority at the local level  with higher levels of carbon sequestration (Chhatre and Agrawal, 2009). However, a study analyzing  forest cover of central Himalaya in India that controls for confounders reports no statistically  significant results (in forest cover) between village and state‐managed forests, even though the costs  per hectare are seven folds greater for the state‐managed forests (Somanathan et al., 2009).   Where property rights are insecure, strengthening land rights is often put forward as a way to  contain deforestation, though the effects are ambiguous. It is argued that the lack of tenure rights  can discourage investment in land and increase soil exhaustion. This would, in turn, lead to greater  incentives to deforest to compensate for the lost productivity due to degradation. Unclear tenure  can also lead to unproductive and violent land conflicts (Alston et al., 2000). However, by increasing  the value of land clearing, policies that strengthen private property rights over land could increase  deforestation (Angelsen, 1999).  15.5.7    Voluntary Actions  It has become quite common for major firms, either individually or in alliance with others, to commit  to mitigation of climate change as part of their corporate social responsibility through emission cuts  at their offices and facilities, technological research, development, and sales of climate friendly  equipment (See (IPCC, 2007)). Non‐government organizations also initiate voluntary actions (See  Section 15.9).   This section focuses on voluntary agreements that are convened by industries in association with  government. Voluntary agreements have been developed in very different ways in different nations,  depending on their institutional and corporate culture background. In what follows the literature will  be reviewed according to the three categories provided by (Pinkse and Kolk, 2009).  15.5.7.1    Government‐sponsored voluntary programmes for firms  Government‐sponsored programmes for firms, where participation is completely voluntary and  there are no penalties for not participating in the agreement, have been implemented in several  countries, including the United States and Australia. The United States EPA led voluntary  programmes foster partnerships with industry and the private sector at large by providing technical  support among other means (US EPA, 2013).  Ex‐post case studies on the environmental and economic effectiveness have been scarce compared  to the wide range of activities. Where available, they have been critical of this type of programme.  Several studies say little reduction was achieved (see Brouhle et al. (2009) analyzing a voluntary  programme in the US metal‐finishing industry) or the impacts were short lived, as was the case for  the US Climate Wise Program (Morgenstern et al., 2007). See also Griffiths et al. (2007) and (Lyon  and Maxwell, 2004) who conclude the US Climate Leaders programme had little effect on firm  behaviour.   15.5.7.2    Voluntary agreements as a major complement to mandatory regulations  Voluntary agreements (VAs) often form a part of a larger climate policy approach that contains  binding policies such as a carbon tax or a cap‐and‐trade programme. Voluntary agreements  conducted jointly with mandatory regulations have been widely implemented in Europe (Rezessy  and Bertoldi, 2011).  42 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   This approach allows the regulated industries to use the voluntary agreement as a partial fulfilment  of the mandatory regulation. For example, through participation in the CCA in the UK, energy  intensive industrial sectors established targets to improve energy efficiency and the companies that  met such targets received an 80% discount from the CCL (Price et al., 2008). Likewise, the Dutch  government ensured industries participating in Long‐Term Agreements (LTA) were not subject to  additional government policies regulating CO2 emission reductions or energy conservation and that  the new energy tax would not be levied on the participating industries. In both cases participants  established a long term plan to save energy and reduce CO2, and implemented energy management  systems (Price et al., 2008; Stenqvist and Nilsson, 2012).  Some studies found that the voluntary agreements were environmentally and economically  effective. Bressers et al. (2009) found positive results in terms of ambition, compliance, goal  attainment and behavioural change. They also acknowledged the efficiency advantages of flexibility  in phasing technical measures. Ekins and Etheridge (2006) analyzed the UK CCA and found that,  while the targets were not very stringent and were generally achieved in advance of the set date,  the CCAs appeared to have catalyzed energy savings by increasing awareness. This allowed the net  environmental benefits to exceed what would have been achieved by levying a flat tax without  rebates and CCAs while also generating economic gains for the companies under the CCAs (Ekins and  Etheridge, 2006).  Rezessy and Bertoldi (2011) assessed the effectiveness of voluntary agreements in nine EU member  countries. In cases where there is cooperative culture between governmental entities and the  private sector, VAs can have some beneficial effects compared to legislation. They include  willingness by the industry, sharing of information, flexibility in phasing measures, and fine‐tuned  solutions to individual industries. They emphasized that by engaging signatories in energy audits,  consumption monitoring, energy management systems and energy efficiency project  implementation, the voluntary agreements helped overcome the barrier for energy efficiency  improvement in a systematic manner. Nevertheless, they also noted that the VAs had been criticized  for lenient targets, deficiencies in monitoring, and difficulty in establishing the additionality.  There  are other critical studies. Bohringer and Frondel (2007) argued that they found little evidence that  the commitment of the German cement industry was effective, due to weak monitoring. Martin et  al. (2011)concluded that the CCL had strong negative environmental impacts. Voluntary agreement  between the European Commission and the car industry which set a mid‐term target of 25%  reduction on CO2 emissions from automobiles by 2008 completely failed (Newell and Paterson,  2010).    15.5.7.3    Voluntary agreements as a policy instrument in governmental mitigation plan  Voluntary agreements may be used as a major policy instrument with wide coverage and political  salience in a governmental mitigation plan. This type of voluntary agreement has been implemented  in Japan and Taiwan, province of China.   The Japanese Voluntary Action Plan (VAP) by Keidanren (Japan Business Federation) was initiated in  1997. The plan, led by Keidanren and joined by 114 industrial associations, covered about 80% of  GHG emissions from Japan’s industrial and energy transformation sectors. The plan is embedded in  the regulatory culture in which the government constantly consults with industrial associations. It  was reviewed annually in governmental committees, and an independent third party committee was  also established to monitor its implementation; the included industries were required to be  accountable with their environmental performance constantly. Industrial groups and firms  established energy and GHG management systems, exchanged information, being periodically  reviewed and acted to improve energy efficiency and cut GHG emissions. Several industry sectors  raised the ambition levels with stricter targets during the course of VAP, once they achieved original  targets (Tanikawa, 2004; Akimoto, 2012; Uchiyama et al., 2012; Yamaguchi, 2012). An econometric  43 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   analysis found that voluntary actions by the manufacturing sector led to significant energy efficiency  investments (Sugino and Arimura, 2011).   Two successful case studies in VAP have been reported. In cutting stand‐by power by electric  appliances, three major industrial associations announced 2001 the target to limit stand‐by power  less than 1 W for all electric appliances to be met by 2003. It was possible for them to commit to the  ambitious targets—ambitious in terms of the level of target (1 W), wide coverage of appliances, and  early timing of goal—exactly because it was voluntary, not mandatory. In contrast, other countries  that took a regulatory approach have implemented much weaker targets at later dates, and the  coverage of appliances had been small. By 2003, almost all appliances met the target on time in  Japan. Also, semiconductor industrial associations committed to cut Perfluorocarbons (PFC)  emissions in 1998 and succeeded in reduction by 58% by 2009. (Wakabayashi, 2013)   Chen and Hu (2012) analyzed the voluntary GHG reduction agreements of six different industrial  sectors, as well as the fluorinated gases (F‐gas) reduction agreement of the semiconductor and liquid  crystal display (LCD) industries in Taiwan, province of China. They found that the plan launched in  2005 was largely successful.    15.5.7.4    Synthesis  The voluntary agreements have been successful particularly in countries with traditions of close  cooperation between government and industry (IPCC, 2007; Rezessy and Bertoldi, 2011; Akimoto,  2012; Yamaguchi, 2012).  Successful voluntary agreements are characterized by a proper institutional framework. This  framework consists of, first, capable and influential industrial associations that serve as an arena for  information exchange and development of common expectation among industries. Second,  governmental involvement in implementation review is crucial. Third, accompanying measures such  as technical assistance and subsidies for energy audits and equipment can also be instrumental.  Finally, regulatory threats, even if they are not explicitly articulated, are an important motivating  factor for firms to be active in the voluntary agreements.  The key benefits of voluntary agreements are: 1) quick planning and actions when technological  solutions are largely known but still face uncertainties; 2) flexibility in phasing technical measures; 3)  facilitating coordination and information exchange among key stakeholders that are crucial to  removing barriers to energy efficiency and CO2 reductions; and 4) providing an opportunity for  ‘learning by doing’ and sharing experiences.  However, several voluntary agreements have been criticized for not bringing about significant  environmental impacts due to their limited scope or lack of proper institutional framework to ensure  the actions to be taken (see Sections 15.5.7.2 and 15.5.7.3).  As cross‐national evaluations, Morgenstern and Pizer (2007) reviewed voluntary environmental  programmes in the United States, Europe, and Japan and found average reductions in energy use  and GHG emissions of approximately 5% beyond baselines. Borck and Coglianese (2009) argued that,  as an alternative to regulatory approaches, voluntary agreements may effectively achieve small  environmental goals at comparatively low cost.  The major role of voluntary agreements is to facilitate cooperation among firms, industrial  associations, and governments in order to find and implement low cost emissions reduction  measures. Such a role is important because large mitigation potential exists, yet it is hampered by  formidable barriers such as lack of information and coordination among actors. In such context the  voluntary agreements can play an important role as part of a policy package.   44 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   15.5.8    Summary   This section has reviewed a range of policy instruments. Among the four policy evaluation criteria,  literature is rich for economic and environmental effectiveness. The distributional incidence of taxes  has been studied quite extensively, much less is known about other policy instruments. Political and  institutional feasibility was also discussed as a design issue of economic instruments. The reasons for  which sector specific policy instruments such as regulations and information measures have higher  political feasibility than economy‐wide economic instruments were briefly discussed in Section 15.2,  but there is a dearth of literature really analyzing this issue.  Basic economics suggests that one instrument—e.g., a price on carbon—would be most cost  effective in dealing with the market failure associated with the release of greenhouse gases.  The  presence of other market failures, however, means that one instrument is insufficient for dealing  comprehensively with issues related to the climate problem. We have seen in Section 15.5.4 that  there are cognitive and institutional factors that imply barriers to market response to carbon prices.  Therefore, regulatory approaches, information programmes, voluntary agreements, and government  provision may serve as a complement to pricing policy as a way to remove barriers, thereby saving  the money of firms and individuals and reducing social costs. There are strong separate arguments  for a technology policy to correct for the externality implied by insufficient protection of property  rights, as detailed in Section 15.6. Furthermore, because carbon‐pricing policy is often lacking or  insufficient for political reasons in nations, various policy instruments are playing substitutive role  (see Section 8.10 for examples of the transport sector).  In several sectors such as transport, urban planning and buildings, energy, and forestry, government  planning and provision of infrastructure is important, even crucial, for achieving emission reductions  in a cost‐effective manner. Absent the appropriate infrastructure, the costs of achieving significant  emission reduction might be prohibitive.  As discussed in Section 15.2 and this section, real‐world politics tend to produce various policy  instruments and differentiated carbon price across sectors owing to politics. Those policy  instruments may positively interact as illustrated above, but may also negatively interact. Such  interactions will be further detailed in Sections 15.7 and 15.8. Policymakers face the challenge to  understand how the policy package is constructed in their nation and must harmonize various policy  instruments so that they interact synergistically.    Box 15.2 National and sub-national policies specific to least developed countries (LDCs) A number of developing countries have developed legislative and regulatory frameworks to measure  and manage GHG emission (Box 15.1). These frameworks or strategies can be a part of larger  development plans that aim to shift the economy to a low carbon and climate resilient trajectory.  These plans can serve an important signaling function by aiding coordination of government  agencies and stakeholders in addition to providing the government’s commitment to a low‐carbon  policy framework (Clapp et al., 2010).  There are pre‐requisites to develop these low carbon development strategies. Achieving this policy  ‘readiness’ entails assembling the technical knowledge and analytical capacity, legal and institutional  capacity, and engagement of stakeholders in the process (Aasrud et al., 2010; van Tilburg et al.,  2011).Capacity building is also a continuous process that aims to improve strategies over time to  enhance low carbon outcomes. Readiness for market‐based instruments increases mitigative  capacity in general and enables implementation and monitoring of mitigation policies (Partnership  for Market Readiness, 2011). Due to tremendous variation in capacity across countries, sufficient  flexibility to allow these strategies to evolve over time is needed (Clark et al., 2010; van Tilburg et al.,  2011).  45 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   Evidence from CDM projects indicates that capacity building is necessary but not sufficient to allow  countries to attract CDM projects. Targeted measures like support for Designated National  Authorities have shown to be successful (Okubo and Michaelowa, 2010). In addition, CDM projects  have been an important mechanism for creating awareness about climate change mitigation, and  have served as an indirect link between cap‐and‐trade systems around the world (Michaelowa,  2013). Some developing country beneficiaries of CDM are also moving towards implementing  longer‐term national mitigation policies. For an assessment of the Clean Development Mechanism,  please refer to Chapter 13 (13.13.1.2) and Chapter 16 (16.8) for the technology component.   Climate change mitigation has also been pursued through a co‐benefits approach (See Section 15.2).  Increasing access to energy services is an important priority for policymakers in developing countries  (Chapter 4). An estimated 1.3 billion of the world’s people have no access to electricity and roughly  three billion rely on highly polluting and unhealthy traditional solid fuel for household heating and  cooking (IEA, 2012; Pachauri et al., 2012, p. 19) (see Section 14.3.2.1). In the short term, policies may  address use of climate‐friendly technologies like solar lighting alternatives to kerosene lamps (Lam et  al., 2012), and gasifier cook stoves (Grieshop et al., 2011), while longer term policies may address  more comprehensive approaches such as universal grid connectivity. Chapter 6 (Section 6.6.2.3) and  Chapter 16 (Box 16.3 in Section 16.8) use global scenario results to conclude that universal basic  energy access can be achieved without significantly increasing GHG emissions.   One option particularly relevant for developing countries is a repeal of regressive subsidies given to  fossil fuel based energy carriers, together with suitable compensating income transfers so as not to  limit energy access or increase poverty (see Section 15.5.2). In some developing countries, subsidies  to fossil fuels are slowing penetration of less expensive renewables. For example subsidies to natural  gas result in an incremental levelized cost of wind power in Egypt of an estimated 88% (Schmidt et  al., 2012).  Care must also be taken to ensure transparency and to clearly demonstrate that the  savings that accrue from the removal of subsidies will be used to benefit the poor.  15.6   Technology Policy and R&D Policy  15.6.1    Overview of the role of technology policy and R&D policy  As discussed in Chapter 3.11, there are market failures associated with research, technology  development, and technology diffusion that are distinct from and interact with the market failures  associated with environmental harm of human activities such as anthropogenic climate change.  There is therefore a distinct role for technology policy in climate change mitigation, which is  complementary to the role of policies aimed directly at reducing current GHG emissions, which are  discussed in Section 15.5 above.  Public policies and institutions affect the rate and direction of technological change at all points in  the chain from the invention, to innovation, to adoption and diffusion of the technology, and  unaddressed market failures or barriers at any stage in the chain can limit policy effectiveness  (Nemet, 2013). The innovation systems literature stresses that technology development and  deployment are driven by both technology push (forces that that drive the development of  technologies and innovation such as R&D funding and tax breaks for R&D, patents), and demand pull  forces that increase the market demand for technologies such as technology subsidies and standards  (Gallagher et al., 2012; Wilson et al., 2012).  Technology systems may create path dependencies in the innovation process. The current  dominance of the carbon‐based system creates incentives to improve carbon technology rather than  non‐carbon. This has been observed in private (Aghion et al., 2012) as well as public institutions  (Unruh, 2000) exemplified by fossil fuel subsidies (OECD, 2013). Escaping carbon lock‐in is essentially  a problem of co‐ordination (Rodrik, 2007; Kretschmer, 2008), which can be facilitated by public  46 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   policy that addresses technology‐push, demand‐pull, and framework conditions in a complementary  fashion (Nemet, 2013).   This section addresses the generic issues that arise in the implementation of policies intended  specifically to foster the development and implementation of low‐GHG technologies. It begins by  discussing technology policy instruments in three overarching categories: 1) the patent system and  other forms of intellectual property (IP); 2) public funding of research, tax subsidies for firms  engaging in R&D; and 3) various policies designed to foster deployment of new technologies. It then  moves on to discuss the impact of environmental policy on technological change in general,  technological change in a broader social framework often termed an ‘enabling environment’  together with interactions across various elements of innovation systems, and finally the importance  of incorporating programme evaluation into the design of technology policy    15.6.2    Experience with Technology Policy  15.6.2.1    Intellectual property  Public policy towards IP inherently involves a tradeoff between the desire to create incentives for  knowledge creators and developers, and the desire to have new knowledge used as widely as  possible once it is created (Hall, 2007).  It is therefore crucial to analyze the extent to which IP  protection such as patents, will foster climate change mitigation, by encouraging the creation and  development of new GHG‐reducing technologies, versus the extent to which it will hamper  mitigation by raising the cost and limiting access to such new technologies as are developed.   Intellectual Property policy will affect climate change mitigation both through its effects on the  creation of new technology and on the international transfer of mitigation technology.  The first of  these mechanisms will be considered here; the effect of IP policy on technology transfer is discussed  in Chapter 13.9.  In general, the empirical evidence that IP protection stimulates innovation is limited to the chemical  and pharmaceutical sectors, and to developed economies (Park and Ginarte, 1997). It is unclear to  what extent IP protection is relevant to the development of the kind of technologies that would  mitigate climate change in advanced and middle income countries, and it appears unlikely to be  relevant to indigenous technology development in the poorest countries (Hall and Helmers, 2010).13  The Trade Related Intellectual Property Rights (TRIPS) agreement generally commits all countries to  create and enforce standard IP protections, but it does allow for the possibility of exceptions to  standard patent regulations for public policy reasons (World Trade Organization, 1994). Hence a  major policy issue related to climate change is the extent to which developing countries will be  compelled within the TRIPS framework to enforce strong IP protection relative to GHG‐reducing  technologies, or whether an exception or exceptions will develop for these technologies on public  policy grounds (Derclaye, 2008; Rimmer, 2009).  Because the evidence that strong IP protection increases domestic innovation is almost entirely  limited to specific sectors in the developed world, it is unclear whether maintenance of strong IP  protection in less developed countries will increase those countries’ indigenous creation or  adaptation of GHG‐reducing technologies.  As discussed in Chapter 13, however, the evidence does  suggest that the presence of an effective IP regime is a factor in fostering technology transfer into a  country.     There are however other relevant examples for instance of indigenous knowledge in developing countries  being valuable when it comes to biodiversity and pharmaceuticals.  13 47 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   15.6.2.2    Public funding of research and development  Public funding of research and development may address specific market failures related to  innovation (as discussed in Chapter 3.11), but may also help to compensate for barriers to private  investment that may result from long lifetimes of incumbent technologies leading to lengthy  transition times from one system/technology to another (Fouquet and Pearson, 2006; Fouquet,  2010), uncertainty about future levelized costs of capital or discount rates (Nemet, 2013), or the lack  of guarantee on the success of an investment (Mazzucato, 2013; Nemet, 2013).  Public research expenditures that have the potential to foster the long‐run development of GHG‐ mitigating technology come under a number of different common public research expenditure  categories, including environment, agriculture, materials, and others.  There are no widely accepted  data that attempt to identify and sum up public expenditures across different categories that  potentially relate to mitigation technologies.  Much discussion about the potential for technological  change to mitigate GHG emissions revolves around reducing and eliminating use of fossil fuels, and  the largest single category of public research expenditure related to mitigation is energy research,  discussed in Chapter 7.12.2.    Public energy‐related research expenditures among the International Energy Agency (IEA) countries  currently comprise about 5% of total public R&D spending in those countries, less than half the share  of such research in total public research spending in 1980. Gallagher et al (2012) report an increase  in public funding for energy‐technologies among IEA member countries in the 2000s but also find a  continued prominence of funding for nuclear and fossil fuel technologies. A similar trend has been  noted for non‐IEA members like Brazil, China India, Mexico, Russia, and South Africa (Gallagher et al.,  2012). A gradual but steady increase in this share is a major policy option for fostering the long‐run  development of GHG‐reducing technologies (Jaffe, 2012).  The U.S. National Research Council (NRC) evaluated Federal Energy research, development, and  demonstration (RD&D) investments in energy efficiency and fossil energy for the period 1978–2000.   The NRC found that these investments “yielded significant benefits (economic, environmental, and  national security‐related), important technological options for potential application in a different  (but possible) economic, political, and/or environmental setting, and important additions to the  stock of engineering and scientific knowledge in a number of fields” (U.S. National Research Council,  2001).  In terms of overall benefit‐cost evaluation, the NRC found that the energy efficiency  programmes produced net realized economic benefits that ‘substantially exceeded’ the investment  in the programmes.  For the fossil energy programmes, the net realized economic benefits were less  than the cost of the programmes for the period 1978–1986, but exceeded the cost of the  programmes for 1986–2000 (U.S. National Research Council, 2001). Japanese technology RD&D  programmes for renewable energy and energy efficiency, known as Sunshine program and  Moonlight program since 1974, were also found to be both economically and environmentally  effective (Kimura, 2010).  In the short run, the availability of appropriately trained scientists and engineers is a constraint on a  country’s ability to increase its research output (Goolsbee, 1998) (See also Jensen and Thomson  (2013)). This factor combines with short‐run adjustment costs in laboratory facilities to make rapid  ramp‐up in research in a particular area likely to be cost‐ineffective, as found to occur, for example,  as a result of the doubling of US health research (Cockburn et al., 2011). Therefore, sustained  gradual increases in research are likely to be more effective than short‐run rapid increases. In the  long run, it is possible to expand the supply of scientific and technical labour available to perform  energy‐related research.  This can occur through training that occurs when publicly funded research  is carried out at universities and other combined research and teaching institutions, and/or via direct  public funding of training.  Success at increasing the technical workforce has been found to be a  crucial factor in the long‐run benefits of health‐related research in the United States (Cockburn et  al., 2011).  48 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   15.6.2.3    Policies to foster or accelerate deployment and diffusion of new technologies  In addition to fostering technology development through research, many policies seek to foster the  deployment of GHG‐mitigating technologies in households and firms.  Such deployment policies  could be thought of as a form of abatement policy, to the extent that they reduce emissions relative  to what would occur with the use of previous technologies.  But the more fundamental reason for  public policy to foster technology deployment is that deployment feeds back and enhances  subsequent improvement of the technology over time (Jaffe and Stavins, 1994; Henkel and Hippel,  2005; Jaffe, 2012). For example, publicly funded research certainly played a role in the digital  revolution, but active government involvement as an early purchaser was also crucial (Mowery,  2011).  Purchases were made of products meeting stated technical specifications, and this approach  has helped move products down the learning curve, eventually allowing civilian versions to be sold  competitively.  Market failure in the deployment of new technologies is often illustrated via an image of a ‘Valley of  Death’ between small scale or prototype developments and successful commercialization, in which  the need for substantial increase in the scale of investment combines with uncertainty about  technical reliability, market receptiveness and appropriability to stall or slow deployment (Grubb,  2004; Nemet, 2013, p. 112).  A variety of demand‐pull public policies can operate to carry technology  deployment through the Valley of Death.   As laid out in Table 15.2, economic instruments such as subsidies, regulatory approaches,  information programmes, government provision of public goods and services, as well as voluntary  actions are common across sectors. The targeted technologies include low‐emission vehicles such as  hybrid cars in the transport sector (8.10), efficient electric appliances such as light‐emitting diodes  (LED) in the building sector (9.10), and advanced industrial equipment (11.10). Feed‐in‐tariffs are  used for renewable in the power sector (7.10). Quantity requirement are also common, including  RPSs in the power sector (7.10), biofuel mandates in the transport sector (8.10). Information  programmes such as labelling of home electric appliance may be used to promote the sales of new,  low emission technologies (9.10).  Since AR4, a large number of countries and sub‐national jurisdictions have introduced support  policies for renewable energy. These have promoted substantial diffusion and innovation of new  energy technologies such as wind turbines and photovoltaic panels, though many renewable energy  (RE) technologies still need policy support, if their market shares are to be increased  (see 7.5.3,  7.6.1, 7.8.2, and Chapter 11 Bioenergy Annex).   Chapter 7 (citing the SRREN) argued that "...some feed in tariffs have been effective and efficient at  promoting RE electricity, mainly due to the combination of long‐term fixed price or premium  payments, network connections, and guaranteed purchase of all RE electricity generated". Feed‐in‐ tariffs have been effective in promoting renewables in Germany and other nations (Couture and  Gagnon, 2010; Ragwitz and Steinhilber, 2013). It is also argued that the flexibility of FITs can  incorporate economic and technological changes (Klobasa et al., 2013) and encourage dynamic  innovation (Mitchell et al., 2006). Proving dynamic efficiency in the narrow economic sense is more  complicated, although Jaffe et al., (2005) have explored this in a somewhat positive light.   There are different views on FITs, especially in relation to their cost‐effectiveness. Some criticize FIT  of having 'failed to harness market incentives' because it is not statically cost effective (i.e., it  supports photovoltaics in addition to wind energy, although the former is more expensive than the  latter) (Frondel et al., 2008, 2010) . Schmalensee (2012), using a simple model, argues that while FITs  shift risk away from investors in renewable energies, they may not reduce the risk to society as a  whole. In a paper for the European Union (Canton and Linden, 2010) argue that feed‐in premiums  are preferable to FITs if internal market distortions are to be avoided.   49 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   With the increasing market shares of intermittent generation, new challenges have to be addressed  in respect to grid and market integration such as capacity constraints, demand spikes, back up  capacity, and transmission. A reform of market design, including flexible demand side pricing, is  proposed to make the system more flexible so it can react to the new challenges. (See 7.10 and  SSREN Chapter 8 for details (Sims et al., 2012).  A theme that runs through many of the sectoral deployment policy discussions is the importance of  information, and the relationship between incomplete information and risk. Uncertainty about the  physical and economic performance of new technologies is a major factor limiting their diffusion, so  policies that address information issues may be complementary with economic incentives or  regulatory approaches.   Many nations, including Germany, Spain, China, India, among others, have implemented ambitious  deployment programmes for renewables consisting of capacity targets, FIT, and so forth (Jänicke,  2012), resulting in rapid capacity expansion and lower costs of technologies. Such progress may  result in economic and environmental efficiency in the long run at the global scale  (Kalkuhl et al.,  2013). Ondraczek (2013) identifies awareness among consumers as a critical element in market  development in Kenya and Tanzania and finds evidence for a ‘virtuous cycle’ between dissemination  and awareness. Friebe et al. (2013) emphasize the need for including pre and post‐sales services to  sustain the uptake of solar home systems. Glemarec (2012) highlights the role for public‐private  partnerships to deliver energy access but underlines the need for public investment in capacity and  market development.  Many developing countries face a somewhat different set of choices in encouraging technology  deployment because of the dominance of state‐owned or other monopoly enterprises in the energy  sector.  Liu and Kokko (2010) evaluate the factors related to the significant growth of wind power in  China, and conclude that administrative rules stipulating levels of wind usage have been more  effective than incentives operating through the pricing system. Pegels (2010) describes the  introduction of a renewable FIT guaranteed for 20 years in South Africa, but notes that it is unclear  what effect this will have on the investment decisions of the monopolist electricity supplier.   15.6.3    The impact of environmental policy instruments on technological change  There is some empirical literature assessing the impact of generic environmental policy instruments  (discussed in the previous section) on technological change.  For surveys, see Newell (2010) and  Popp et al. (2010b). Jaffe and Palmer (1997), looking across industries in the United States., found  that more stringent regulation was associated with higher R&D expenditures (controlling for industry  fixed effects), but did not find any impact on industry patents. Lanjouw and Moody (1996) did find  that across the United States, Germany, and Japan, patenting rates were correlated at the industry  level with pollution control expenditures.   A number of studies have looked at the impact of energy prices on energy‐saving technological  change.  These effects can be seen as indicative of the possible consequences of GHG policies that  increase the effective price of emitting GHG. Popp (2002) found that rising energy prices increased  the rate of patenting with respect to alternative energy sources and energy efficiency, with more  than one‐half the effect coming within five years of energy price changes. Newell (1999) found that  rising energy prices increased the efficiency of the menu of household appliances available for  purchase in the United States.  The Norwegian carbon tax appears to have triggered technology  innovation in the form of carbon dioxide storage in the Sleipner gas field (Sumner et al., 2011). Fuel  taxes moved auto industry innovation towards more efficient technologies (Aghion et al., 2012), and  the EU ETS moved the firms most affected by its constraints towards low‐carbon innovation (Calel  and Dechezleprêtre, 2012).  At a theoretical level, there are arguments why incentive‐based policies such as carbon taxes or  tradable permits are more conducive to innovation than regulatory approaches (Popp, Newell, et al.,  50 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   2010b). After the 1990 Clean Air Act Amendments in the United States implemented a tradable  permit programme for sulphur dioxide, Popp (2003) found that the rate of patenting on techniques  for sulphur removal increased, and Lange and Bellas (2005) found that both capital and operating  expenditures for scrubbers were reduced. In a survey of research on the effects of tradable permit  systems on technology innovation and diffusion, Bellas (2011) concluded “The general result is that  tradable permit programs have improved the pollution control technology compared to the previous  regulation used.” Sterner and Turnheim (2009) find similarly that the very high fee on NOx in Sweden  has led to a rapid process of both innovation and technology diffusion for abatement technologies.  More recently, a few studies have explored the effect of renewable energy policies on energy  innovation.  (Johnstone et al., 2010) found that policy had a significant impact on patent applications  for renewable technologies, with different policy instruments being effective for different  technologies. (Popp et al., 2010a) found that the link between greater patenting and investment in  specific technologies is weak, but there does seem to be an association between policy and  investment.  15.6.4    The social context of technological transitions and its interaction with policy  The central insight from the empirical literature is that both technology push and demand pull  policies are required to be most effective (Nemet, 2009).  A ‘virtuous cycle’ (IEA, 2003; Edenhofer et  al., 2012) can occur, derived from learning from combined technology push and market pull whereby  as ‘learning’ from market demand feeds back in to research and development, the improved product  leads to more market demand and reducing costs. This virtuous technology and market cycle has  been extended to include a third cycle of policy learning (Jänicke, 2012) whereby as learning from a  successful policy occurs across the innovation chain, it can also be fed back into the process.  A technology policy will be more effective if it addresses multiple aspects such as institutions,  regulations and standards, political models, laws, social norms and preferences, individual  behaviours, skills, and other characteristics. This idea was originally developed and encapsulated in  the UNFCCC definition of an ‘enabling environment’ (UNFCCC, 2001).14  This general intention to  match up specific technology requirements with the system situation in which they develop has  been called framework conditions (Grubb, 2004), enabling environment (Edenhofer et al., 2012;  Johansson et al., 2012), enabling factors (Nemet, 2013), and complementary innovations (Grubb et  al., 2014).  There is a literature base that explores technology transitions and the implications of multilevel  interactions across social and technological elements (e.g., (Geels, 2011; Meadowcroft, 2011; Foxon,  2011).  Three social challenges are raised as especially salient to social management when  attempting to alter the technological system: (1) the size and visibility of transfers and assets  created; (2) the predictability of pressure to expand the focus of the policies to broaden the social  benefits; and (3) the potential for market incentives and framings of environmental issues to  undermine normative motivational systems (Parson and Kravitz, 2013).  Managing these social  challenges may require innovations in policy and institutional design, including building integrated  policies that make complementary use of market incentives, authority, and norms (Foxon, 2011;  Gallagher et al., 2012; Parson and Kravitz, 2013). Doing so will reduce the risk of market incentives  failing to achieve behavioural change and recognizes that incentives and norms have to be  integrated to achieve sustainability transitions.    Enabling environment is defined as: “the component of the framework [that] focuses on government actions  such as fair trade policies, removal of technical, legal and administrative barriers to technical transfer, sound  economic policy, regulatory frameworks and transparency, all of which create an environment conducive to  private and public sector technology transfer” (UNFCCC, 2001).   14 51 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   15.6.5    Building programme evaluation into government technology programmes  Evaluation of government programmes to foster new energy technologies has been hampered by a  lack of complete and consistent evaluation data at the programme level (U.S. National Research  Council, 2001).  This problem is common to many government technology programmes.  Proper  evaluation requires that data on project selection and project performance be collected as  programmes commence and maintained after they are completed (Jaffe, 2002). Wider use of such  evaluation methods would allow experience with relative effectiveness of different programmes to  be used to improve outcomes over time. While the above argument applies to all governmental  policy in general, it is particularly important for technology development programmes that may be  vulnerable to governmental failure related to the picking and choosing of technologies under high  uncertainty (Helm, 2010).   15.6.6    Summary of technology policy and R&D policy  There is a distinct role for technology policy in climate change mitigation.  This role is  complementary to the role of policies aimed directly at reducing current GHG emissions. (15.6.1)  The availability of new technologies is crucial for the ability to realistically implement stringent  carbon policies. Technology policy will be most effective when all aspects of the  innovation/deployment chain are addressed in a complementary fashion (see Section 15.6.1).  Investment depends on the willingness of a variety of actors to manage the balance between the  risks and rewards in each step of the chain, and government decisions are crucial to this balance.  Evidence suggests that the presence of an effective IP regime increases domestic innovation.  However, as evidence is almost entirely limited to specific sectors in the developed world, it is  unclear whether strong IP protection in less developed countries will increase those countries’  indigenous creation or adaptation of mitigation technologies (15.6.2.1).  Worldwide investment in research in support of climate change mitigation is small relative to overall  public research spending.  The effectiveness of research support will be greatest if it is increased  steadily rather than dramatically or erratically (15.6.3).   A wide range of policy approaches is prevalent across sectors, which enable policy design that  addresses sector‐ and technology‐specific attributes. These policies are often designed as  complementary sets of policies, or policy packages. (15.5.1 and 15.6.2.3)  Complementary framework conditions, or an enabling environment, may complement a package of  technology‐push and demand‐pull policies (15.6.4). Managing social challenges of technology policy  change may require innovations in policy and institutional design, including building integrated  policies that make complementary use of market incentives, authority and norms (15.6. 4).   It is important that data collection for programme evaluation be built into technology policy  programmes (15.6.5), because there is very little empirical evidence on the relative effectiveness of  different mechanisms for supporting the creation and diffusion of new technologies.  15.7   Synergies and Tradeoffs among Policies  This section discusses interactions between policies with different main objectives as well as  between differing climate policies with the same objective. Section 15.7.2 discusses relationships  between policies with different principal objectives – for example, between climate policy and  development policy.  The next two sections consider interactions between climate policies. Section  15.7.3 describes interactions between different climate policies at different levels of government,  and 15.7.4 takes up interactions between climate policies enacted at the same level of government.  52 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   The interactions in 15.7.3 and 15.7.4 reflect the absence of policy coordination, and they affect the  environmental and economic outcomes. Deliberate linking of policies is discussed in Section 15.8.   15.7.1    Relationship between policies with different objectives  Governments throughout the world have enacted various policies to support the mitigation of  climate change, which is the central objective of climate policy. However, the implementation of  mitigation policies and measures can have positive or negative effects on additional objectives – and  vice versa. To the extent these side‐effects are positive, they can be deemed ‘co‐benefits’; if adverse  and uncertain, they imply risks.15 The co‐benefits of climate policy are primary benefits of policies  with other main objectives.  Social development is a primary benefit of development policy, since  such development is the main objective.  Similarly, enhanced energy security, technological  development, and reduced air pollution are primary benefits of energy security, technological  development, and air‐pollution policies, respectively.  To the extent that these other policies (with  other objectives) lead to mitigation, such mitigation is a co‐benefit of these other policies.   Although there is growing interest in research on mitigation as a co‐benefit (see Sections 1.2.1 and,  e.g., Kahn Ribeiro and de Abreu, (2008), the great majority of the literature assessed in other  chapters focuses on the co‐effects of sectoral mitigation measures (Chapters 7.9, 8.7, 9.7, 10.8, 11.7,  11.13.6, and 12.8) or transformation pathways (Section 6.6) on additional objectives. Table 15.1 in  Section 15.2.4 provides a roadmap for the assessment of those co‐benefits and adverse side‐effects  on the many objectives examined in various chapters of this report and highlights that the effects on  energy security and air pollution as well as the associated reductions in health and ecosystem  impacts are discussed in all sector chapters. For example, stringent mitigation results in reduced  combustion of fossil fuels with major cuts in air pollutant emissions significantly below baseline  scenarios (see 6.6.2.1 and, e.g., (ApSimon et al., 2009) for a discussion of policy interaction in  Europe); by increasing the diversity of energy sources and reducing energy imports in most  countries, mitigation often results in energy systems that are less vulnerable to price volatility and  supply disruptions (see 6.6.2.2 and, e.g., (Lecuyer and Bibas, 2011) for a discussion of policy  interaction in Europe).   According to recent scenario studies assessed in Chapter 6.6.2.7, stringent climate policies would  significantly reduce the costs of reaching energy security and/or air pollution objectives globally.  Recent literature assessed in Chapters 6.6.2.3, 7.9.1 and 16.8 finds that increasing access to modern  energy services may not conflict with mitigation objectives – and vice versa.  There are two important advantages to coordinating separate policies and their various benefits.  By  coordinating policies, the various benefits and costs can be considered in an integrated fashion,  which offers information helpful to determining how to achieve the objectives at low cost (see  6.6.2.7).  In addition, coordinating policies can improve political feasibility.  The concept of  ‘mainstreaming’ climate policy refers to the linking of climate policy with other policy efforts,  particularly policy efforts that have broad recognition.  The prospects for successful climate policy  can be enhanced through such mainstreaming (Kok and de Coninck, 2007).  Development frameworks at international or national levels, or by sector, may include  mainstreaming as a key element.  For it to be effective, climate change mitigation needs to be  mainstreamed in appropriate national and sector planning processes to widen development goals  within national and sectoral contexts. For developing countries, such integration of mitigation into   Co‐benefits and adverse side‐effects describe effects in non‐monetary units without yet evaluating the net  effect on overall social welfare. Please refer to the glossary in Annex I for definitions and to Chapters 3.6.3 and  4.8 for a discussion of how the concept of co‐benefits relates to welfare and sustainable development,  respectively.  15 53 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   development planning can reduce problems of cooperation and coordination that may arise across  different levels of government (Tyler, 2010).  Mitigation plans can be embedded in national policy‐making processes to align economic and social  development with mitigation actions. For example, in China, the National Leading Group on Climate  Change is part of the National Development and Reform Commission, the principal national planning  body (see Section 15.2.2.2).  Limited institutional capacity in developing countries presents the most significant barrier to  mainstreaming of mitigation policies. This includes a lack of knowledge and/or expertise in climate  change issues, a lack of (or weak) oversight and/or enforcement. Developing countries aiming to  mainstream and implement climate change mitigation policies must; 1) encourage awareness on the  topic; 2) establish related training programmes; 3) ensure an adequate level of finance for  enforcement; and 4) enhance coordination between ministries (Ellis et al., 2009).  15.7.2    Interactions between climate policies conducted at different jurisdictional levels  Climate policy has been conducted at various jurisdictional levels: international, national, regional  (state or provincial), and local (municipal).  Important interactions can occur across jurisdictional  levels.  Some interactions are beneficial, reinforcing the intended effects;  others are problematic,  interfering with the planned objectives.  Sound policymaking requires attention to these  interactions.  15.7.2.1    Beneficial interactions  Policies introduced by a local jurisdiction sometimes reinforce the goals of efforts undertaken at a  higher jurisdictional level.  In particular, a sub‐national policy can enhance cost‐effectiveness if it  addresses market failures that are not confronted by a national climate policy.  Thus, for example, as  seen in Sections 15.5.4 and 15.5.6, an RPS in the electricity sector and an R&D subsidy could usefully  complement a national emissions pricing policy.   The connections between instruments that deal with climate change and those that deal with  congestion or local pollution also present an opportunity to policymakers, but they are very different  since the latter vary depending on the socioeconomic context, technology, fuel, and vehicle use  (Parry et al., 2007; Oikonomou and Jepma, 2008; Vanderschuren et al., 2010; Parry, 2013). For  example, urban planning implemented jointly with fuel or carbon taxes can help fast growing  developing countries minimize resource waste by avoiding urban sprawl. Policies incentivizing more  dense urban architecture combined with the appropriate infrastructure for modern public transport  can be an important complement to energy taxation. Such policies can be supported (and possibly  financed) by fuel taxes if the policymaker wants to discourage citizens from making private decisions  that are incompatible with this broader vision; policy combinations for this sector are discussed in  greater detail in Chapter 8. Conversely, subsidizing fuels and taking a hands‐off urban planning  approach can result in urban sprawl and a growth in private automobile use along with growth in  resulting emissions.  Local‐level action can also be a good source of information by allowing experimentation.  In the  United States, environmental policies by the federal government have a history of evolving out of  successful policy ‘experiments’ undertaken by states (Goulder and Stavins, 2011; Shobe and  Burtraw, 2012).  Thus, an appealing feature of local‐level actions are their ability to try out policy  options not currently in place at the higher jurisdictional level; the higher jurisdiction may have more  confidence in introducing a policy subsequently if it already has a successful track record at the more  local level.  Finally, local policies can produce beneficial strategic interactions.  If national policy is insufficiently  stringent, a stringent state/province or even municipal policy may create pressure on the national  54 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   government to increase its own policy’s stringency. (Goulder and Stavins, 2011) cite the example of  California, which repeatedly increased the stringency of its local air pollution standards and was  repeatedly followed by the federal government increasing Clean Air Act regulations’ stringency.  Similarly, (Lucon and Goldemberg, 2010) note the importance of Sao Paulo’s GHG‐reducing policies  in influencing other local and even regional governments in Brazil.  15.7.2.2    Problematic interactions  Policies introduced at different levels sometimes interact in ways that compromise or weaken the  intended environmental or economic impacts.  One particular difficulty that may arise is the problem of emissions leakage.  This can occur, for  example, when a climate policy introduced at a lower jurisdictional level is ‘nested’ within a cap‐and‐ trade programme implemented at a higher jurisdictional level.  Consider the case where a cap‐and‐ trade programme exists at the national level, and where a sub‐national authority introduces a new  policy intended to reduce its own (sub‐national) emissions beyond what would result from the  national programme alone.  The sub‐national jurisdiction’s efforts might indeed yield reductions  within that jurisdiction, but facilities in other sub‐national jurisdictions covered by the cap‐and‐trade  programme will now use these allowances leading to higher emissions in these jurisdictions  completely compensating the abatement effort in the more stringent jurisdiction.  Since overall  emissions at the higher level are determined by the given national‐level cap, the effort by the sub‐ national jurisdiction does not succeed in reducing nationwide: it just causes emissions leakage –  offsetting increases in emissions elsewhere in the nation.  The national cap effectively prevents sub‐ national jurisdictions from achieving further emissions reductions (Goulder and Stavins, 2011; Shobe  and Burtraw, 2012).   The issue applies to the United Kingdom’s efforts to reduce emissions through a carbon tax on the  power sector (electricity generators). The generators are require to pay the tax on every unit of  carbon emissions while also being subject to the EU ETS cap on overall emissions. While the tax may  lead to greater reduction in carbon emissions by the generators in the UK, the impact on overall  emissions in the EU might be negligible, since overall European emissions are largely determined by  the Europe‐wide cap under the EU ETS. On this, see (Böhringer et al., 2008; Sartor and Berghmans,  2011; Goulder, 2013)  This leakage problem can be avoided when the lower‐level jurisdiction’s programme is nested within  a carbon tax programme, rather than emissions cap, at the higher level.  In this case, the sub‐ national policies generally are not environmentally irrelevant.  The reduced emissions in the sub‐ national jurisdiction do not lead to a fall in the emissions price (the carbon tax) at the national level;  hence there are no offsetting increases in emissions in jurisdictions outside the jurisdiction  introducing the more stringent policy (De Jonghe et al., 2009; Fankhauser et al., 2010; Goulder and  Stavins, 2011). This can be an important advantage of a carbon tax over a cap‐and‐trade system.  15.7.3    Interactions between policies conducted at the same jurisdictional level  Interactions also can arise when different policy instruments are introduced at the same  jurisdictional level. These interactions can be beneficial or problematic in terms of the cost‐ effectiveness of reducing greenhouse gas emissions.   15.7.3.1    Beneficial interactions  The potential for cost‐reducing interactions is greatest when the different instruments address  different market failures.  A fundamental principle of public policy is that the most cost‐effective  outcome results when there are as many policy instruments as the number of market failures  involved, with each instrument focusing mainly on a different market failure (Tinbergen, 1970) .  55 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   Climate policy is meant to address one market failure in particular – the climate‐change‐related  externalities associated with GHGs. As seen in Section 15.6, another important market failure applies  in the market for innovation: because new knowledge can spill over to third parties, innovators often  cannot capture all of the social benefits from the new knowledge they create. Introducing two policy  instruments, for example, emissions pricing to address the emissions externality, and a subsidy to  R&D to address the innovation market failure, can lower the costs of achieving given emissions  reductions. In addition to helping reduce emissions by encouraging fuel‐switching and a reduction in  demand, emissions pricing can help spur innovation.  Likewise, the R&D subsidy can promote  invention of low‐carbon technologies, thereby helping to curb emissions.  Hence the interactions of  the two policies are beneficial.  Although each of the two policies might to some degree affect both  of the market failures, emissions pricing is particularly well focused on the first, while the R&D policy  sharply addresses the second.  Using two instruments helps achieve emissions reductions at the  lowest cost. In this connection, (Fischer and Newell, 2004) and (Oikonomou et al., 2010) find that a  policy combination including a price on GHG emissions and renewable energy subsidies achieves  emissions reductions at significantly lower cost than either of these policies alone. (Schneider and  Goulder, 1997) obtain a similar result for the combination of carbon tax and R&D subsidy.   As noted already in Section 15.5.4.1, several studies (Greene, 1998; Goulder and Parry, 2008;  Gillingham et al., 2009b) argue that there is a market failure associated with consumer purchases of  durable energy‐using equipment (automobiles, refrigerators, etc.), according to which consumers  systematically underestimate their own future gains from purchasing more energy efficient  durables.  To the extent that this market failure is significant, the combination of emissions pricing  and a second instrument (for example, an energy‐efficiency standard for appliances) to address this  additional market failure could lead to beneficial interactions and promote cost‐effectiveness.    Some studies suggest a market failure associated with reliance on crude oil, claiming that reliance on  oil produces an ‘economic vulnerability externality’, given the possibility of supply disruptions on the  world oil market (Jones et al., 2004). Under these circumstances, the combination of emissions  pricing (to address the climate change externality) and a tax on oil consumption (to address the  vulnerability externality) can be a cost‐effective way of dealing with both climate change and  economic vulnerability.  Several authors (e.g., (Nordhaus, 2009)) emphasize that the vulnerability to  world oil price changes is largely a function of the share of overall oil consumption in GDP, rather  than the share of consumed oil that comes from imports.  This suggests that the vulnerability  externality is best addressed through a tax on oil consumption rather than a tax on imported oil.  15.7.3.2    Problematic interactions  Multiple policies at the same jurisdictional level also can yield problematic interactions.  This can  happen when multiple policies only address the same market failure.  Consider the situation where a  given jurisdiction attempts to reduce greenhouse gases through both emissions pricing and another  policy such as a performance standard (a limit on the ratio of emissions per unit of production).   Economic theory claims that, absent market failures and other barriers, emissions pricing tends to  promote a highly cost‐effective outcome by promoting equality in the marginal costs of emissions‐ abatement across all the facilities that face the given price of emissions (the carbon tax or the price  of emissions allowances).  If, in addition, facilities face a performance standard, then this added  policy approach either is redundant or it compromises cost‐effectiveness.  It is redundant if meeting the performance standard would involve marginal abatement costs lower  than the emissions price.  In this event, cost‐minimizing firms would be induced to meet or exceed  this standard by the emissions price alone:  there is no need for the standard.  On the other hand, if  the performance standard entails a cost per unit of abatement that is significantly higher than the  emissions price, then this requirement sacrifices cost‐effectiveness.  Relying on emissions pricing  alone would have promoted emissions reductions by the facilities that can achieve those reductions  56 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   at the least cost.  Thus it would likely have led to a situation where the more expensive technology  approach was not employed.  Hence in this case the combination of emissions pricing and the  performance standard does not promote cost‐effectiveness.  Emissions price policies interact with other policies differently depending on whether the emissions  price policy involves a quantity limit (as is the case under cap and trade) or a stipulated emissions  price (as is the case under an emissions tax). In the presence of a cap‐and‐trade programme,  introducing an additional instrument such as a performance standard might yield no further  reductions in overall emissions (Burtraw and Shobe, 2009; Fankhauser et al., 2010).  The reason is  that overall emissions are determined by the overall cap or number of allowances in circulation.  The  problem is formally very similar to the difficulty described in Section 15.7.3 above, where in the  presence of a national cap‐and‐trade programme an effort by a sub‐national jurisdiction to achieve  further emissions reductions is likely to have difficulty achieving that goal.  In contrast, introducing a  performance standard in the presence of an emissions tax can in fact lead to a reduction in overall  emissions.  The price of emissions—the emissions tax—does not change when the performance  standard causes a reduction in emissions.  For this reason the reduction caused by the performance  standard does not lead to a compensating increase in emissions elsewhere.  Overall emissions fall.   For similar reasons, the same difficulty arises when a carbon tax is introduced in the presence of a  cap‐and‐trade programme at the same jurisdictional level (Fischer and Preonas, 2010).  Nevertheless, as suggested above, the combination of emissions pricing and some other policy could  be justified in terms of cost‐effectiveness to the extent that the latter policy directly addresses a  second market failure that emissions pricing does not directly confront.   It is important to recognize that the notion of a ‘market failure’ pertains only to the criterion of  economic efficiency.  Another important public policy consideration is distributional equity.   Concerns about distributional equity can justify supplementing a given policy instrument with  another in order to bring about a more equitable outcome.  This may be desirable even if the  multiplicity of instruments reduces cost‐effectiveness.  15.8   National, State and Local Linkages   15.8.1    Overview of linkages across jurisdictions   In the last few years, an increasing number of sub‐national administrations across the world have  been active in the design and application of climate policies. Section 15.2 has reported some of  these experiences, whereas Section 15.7 has dealt with some of the interactions that may arise with  the simultaneous use of climate policy instruments by several jurisdictions. This section goes back a  little and is basically interested in the allocation of climate policy responsibilities across the different  levels of government that usually exist in most countries (central, provincial, and local  administrations). Although such allocation involves the use the policy types described in Section  15.4, the emphasis here will not be on instrument use in itself, as this was already covered in  Sections 15.5 to 15.7). The objective of this section is to examine the theoretical backing for such  practical applications and to extract lessons that may be useful for future sub‐national applications  and even for the design and implementation of national and supra‐national mitigation policies.  When dealing with the reasons for and guidelines for the ‘vertical’ allocation of responsibilities  among jurisdictions that co‐exist in a country, the theory of fiscal federalism (economic federalism)  offers valuable insights. In short, that the responsibility for public decision making over a particular  issue (e.g., allocation of public goods, economic stabilization, or distribution) should be given to the  jurisdictional level that could better manage it. In this sense, fiscal federalism contends that the  central government should have the basic responsibility for functions whose national extension  57 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   would render ineffective and inefficient a sub‐national approximation, including ‘national’ public  goods (Oates, 1999).   15.8.2    Collective Action Problem of Sub‐National Actions  Given the global and public good nature of climate change, its jurisdictional allocation should  actually be at the highest possible level. A sub‐global allocation, as observed in Chapter 13, would  lead other jurisdictions that are not active in climate change mitigation to benefit without paying the  costs, i.e., in a free‐riding fashion (Kousky and Schneider, 2003). Empirically, case studies found that  climate policies tended to be less intrusive at sub‐national level. While co‐benefits with local  development were pursued, policies that might incur costs to local economy were avoided in  prefectures in Japan (Aoki, 2010). The costs for a sub‐national administration may be actually  beyond those of pure mitigation, as climate policies implemented by a jurisdiction might bring about  leakage, (see the glossary in Annex I for a definition) (Kruger, 2007; Engel, 2009). Moreover, the  ‘reshuffling’ that may be associated to sub‐national policies may reduce their environmental  effectiveness (Bushnell et al., 2008). As a consequence, climate change mitigation would be provided  in a sub‐optimal level with sub‐national allocation of responsibilities.   15.8.3    Benefits of Sub‐National Actions  Yet, even if the central government has a major responsibility in this area, this does not preclude the  allocation of mitigation responsibilities within a federation, as observed in citizen’s attitudes on this  matter (Lachapelle et al., 2012). But even within the theory of fiscal federalism there are other  reasons that may justify sub‐national action in this field. First, as noted by (Edenhofer et al., 2013),  the exploitation of heterogeneous sub‐national preferences for mitigation would lead to efficiency  gains. This is actually one of the reasons for the decentralization theorem, a centrepiece of fiscal  federalism, which in fact justifies sub‐national allocation of certain public goods.  Moreover, decentralization can contribute to policy innovation by providing an opportunity to  experiment with different approximations. Indeed, there might be potential gains from learning by  doing in policy terms without imposing large costs on an entire country or the world with untried  options (Oates, 2002). Sub‐national governments could also choose to be leaders in the  development of climate policies to obtain potential economic gains that are associated to ‘first  movers’ (Jänicke and Jacob, 2004) and may provide guidance and incentives to other jurisdictions to  follow them (Bulkeley and Castán Broto, 2012). Besides, as they tend to be smaller, sub‐national  governments may be able to adapt to new situations in a swifter manner and therefore may have a  greater flexibility to modify existing climate policies or to define new ones (Puppim de Oliveira,  2009; Galarraga et al., 2011).   Other general approaches to federalism, such as cooperative and democratic federalism, may also  provide reasons for sub‐national involvement in this area (Inman and Rubinfeld, 1997). On the one  hand, cooperative federalism argues for allocating pure public goods to the local level, counting on  the power of inter‐jurisdictional bargaining to improve allocations. On the other hand, democratic  federalism incorporates sub‐national representation in central decision making on public goods. In  any case, federal structures may be crucial for the transmission of mitigation policies because most  sub‐national governments are now responsible for matters that have huge effects on GHG  emissions, namely: land use planning, building codes, waste management, traffic infrastructure and  management, and public transport. (Collier and Löfstedt, 1997; Bulkeley and Betsill, 2005; Doremus  and Hanemann, 2008). But sub‐national governments also have direct policies aimed at GHG  mitigation, including: energy efficiency programmes, educational efforts, green procurement  standards, partnership agreements with local businesses, or tree planting (Schreurs, 2008).  Yet another reason for a sub‐national role in climate policies is beyond the standard collective action  approach. By indicating that externality‐correcting regulations and global agreements are not the  58 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   only pace to tackling climate change problems, (Ostrom, 2010) suggested a polycentric approach in  which mitigation activities are undertaken by multiple (public and private) units at diverse scales.  The prevalence of sub‐national actions in the field, contentious to other approaches, may be actually  a proof of polycentrism in the area (Byrne et al., 2007; Sovacool, 2011b). The polycentric approach  could be seen as a reinterpretation of the findings of the federalism literature, as actions should  involve many different agents in a reinforcing manner.   Finally, further issues may explain sub‐national allocation. Local authorities, for instance, may be  more effective in reducing GHG emissions from some sources such as waste and transport, as this  may provide significant co‐benefits to local citizens (Kousky and Schneider, 2003). Moreover, sub‐ central administrations are usually closer to the places and citizens impacted by climate change.  Even though climate change is a global phenomenon, the nature of its impacts and severity varies  significantly across locations so some sub‐national governments have reasons to be more protective  than national or supranational administrations (Andreen, 2008). This is also the case of adaptation,  where sub‐national authorities can better manage challenges such as flood risk, water stress, or  ‘climate proofing’ of urban infrastructure (Corfee‐Morlot et al., 2009). In all the preceding situations,  sub‐national governments may tailor actions and policies to people’s needs, with an easier  identification of priorities and difficulties as they are closer to citizens than more centralized  administrations (Lindseth, 2004; Galarraga et al., 2011).  15.8.4    Summary  As in other environmental areas (Dalmazzone, 2006), there is theoretical backing for the allocation  of climate‐related policies to sub‐national levels of government, although there are several limiting  factors to a widespread reliance on these administrations. A federal structure that provides  coordination and enables an easier transmission of climate policies throughout the agents of the  economy is likely to increase the effectiveness of actions against climate change. Moreover, the  lessons learned in the design and application of climate policies at different jurisdictional levels  could be used in a global setting.  15.9   The role of stakeholders including NGOs  This section considers the role of stakeholders and civil society in developing and delivering  concrete mitigation action and focuses on how stakeholders impact policy design and  implementation. The range of stakeholders is immense given the extent and complexity of  climate change. Devising policy in an inclusive manner may be lengthy and politically  challenging (Irvin and Stansbury, 2004), however adopting an inclusive approach to climate  policy can bring advantages, notably through increasing the legitimacy of policy design, its  durability and implementation (Lazo et al., 2000; Beierle, 2002; Dombrowski, 2010).   15.9.1    Advocacy and Accountability  Some of the major functions and roles of NGOs can include raising public awareness, which often  involves translating scientific and technical knowledge into actionable forms, lobbying, influencing  business investment decisions, and monitoring and implementing agreements (Gulbrandsen and  Andresen, 2004; Guay et al., 2004; Betsill and Corell, 2008; Newell, 2008; Dombrowski, 2010). Their  domains of action also include engagement in sub‐national and national policies and institutions as  well as international processes like UNFCCC (Wapner, 1995; Lisowski, 2005). It is in these diverse  forms that NGOs play a role in “connecting knowledge with responsibility” (Szarka, 2013) and  promoting norms of accountability (Gough and Shackley, 2001; Newell, 2008).  59 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   Stakeholders can also affect when and how evidence of climate change translates into policies via  the domestic political system (Social Learning Group, 2001). The differing results of the same  scientific evidence, for instance, the political polarization in the United States versus more proactive  and consensual attempts to find solutions in Europe (Skjærseth et al., 2013) demonstrate how  stakeholder interests can filter scientific evidence.  Evidence also indicates that that some fossil fuel companies went further and promoted climate  scepticism by providing financial resources to like‐minded think‐tanks and politicians (Antilla, 2005;  Boykoff and Boykoff, 2007), although other fossil fuel companies adopted a more supportive  position on climate science (van den Hove et al., 2002a).  Differences in the attitudes of oil  companies towards climate change are explained in part by domestic institutional contexts and  management structures as well as the structure of assets or technologies of different energy  companies (Rowlands, 2000; Kolk and Levy, 2002).  15.9.2    Policy Design and Implementation  Three factors have been considered important for lobbying success in policy design namely: how  institutions shape the space for participation (Kohler‐Koch and Finke, 2007), organizational  resources (Eising, 2007), and the policy environment (Mahoney, 2008; Coen and Richardson, 2009).  In the case of the EU ETS, Skodvin et al (2010) find that interest groups are able to limit “spectrum of  politically feasible policy options.” Instrument choice is a function of the extent of resources these  interest groups control, the role of veto players in the political process, policy networks and  entrepreneurs (Skjærseth and Wettestad, 2009; Skodvin et al., 2010; Braun, 2013; Skjærseth et al.,  2013).   The role of business interests in supporting emissions trading as opposed to taxation, in the UK, has  also been recognized (Bailey and Rupp, 2006; Nye and Owens, 2008). The political opposition to  Australia’s Carbon Pollution Reduction Scheme has been explained largely by the opposition of fossil  fuel interests (Crowley, 2010, 2013; Macintosh et al., 2010; Bailey et al., 2012). Similarly, in New  Zealand, the agriculture sector has played a major role in obtaining a transition period for the sector,  use of an intensity‐based accounting system, and free credits (Bullock, 2012). This has led to  questions regarding the environmental effectiveness of the ETS (Bührs, 2008).  Stakeholders also affect policy durability, flexibility, and implementation. For example, European  Climate Change Programme featured consultation processes that ensured policy credibility by having  the buy‐in of stakeholders. Similarly, the persistence of climate legislation in California has been  explained by the stability of coalition groups supporting the legislation due to path dependence  despite the economic downturn in contrast to the emerging coalition at the national level which  broke down after economic shocks (Knox‐Hayes, 2012).  15.9.3    Summary of the role of stakeholders   Early findings indicate the importance of institutions in creating spaces for stakeholder participation,  the organizational resources of the stakeholders themselves, and the general policy environment as  being critical factors that determine the effectiveness of stakeholder engagement. However, the  degree to which policy design and implementation to mitigate climate change is dependent on  stakeholder engagement is as yet under‐researched and it must be stressed that the evidence base  is thin and that these results primarily derive from case studies.   15.10   Capacity Building  As national and sub‐national governments around the globe confront the multifaceted challenge of  climate change mitigation and adaptation, capacity is essential. According to the Agenda 21, building  60 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   a country’s capacity “encompasses the country’s human, scientific, technological, organizational,  institutional, and resource capabilities” (United Nations, 1992).  The priority for capacity building is strongly reflected in the Johannesburg Plan of Implementation  (United Nations, 2002), where capacity building, especially for developing countries and countries  with economies in transition, features prominently. It is also stressed in the UNFCCC’s capacity  building framework for developing countries (Decision 2/CP.7, (UNFCCC, 2001)). The goal of capacity  building under this framework is “to strengthen particularly developing country parties, to promote  the widespread dissemination, application and development of environmentally sound technologies  and know‐how, and to enable them to implement the provisions of the Convention. In addition, the  COP under the UNFCCC requested the Subsidiary Body for Implementation to organize an annual in‐ session Durban Forum for in‐depth discussion on capacity‐building following COP‐17” (Decision  2/CP.17, (UNFCCC, 2011)). The Durban Forum provides an opportunity for representatives from  governments, UN organizations, intergovernmental and non‐governmental organizations, academia,  and the private sector to share ideas, experiences, and good practices on implementing capacity‐ building activities.   15.10.1    Capacity to analyze the implications of climate change  Climate change is a severe and major problem that has the potential to seriously derail poverty  alleviation in a number of low income countries (Dell et al., 2009). Climate change will affect  livelihood assets by impacting health, access to natural resources and infrastructure (Skoufias, 2012).   It is also likely to erode agricultural productivity in tropical climates (Skoufias, 2012). Given that the  implications of climate change differ so dramatically between countries, to inform climate  negotiations and allow countries to realize the full extent of their adaptation needs, substantial  capacity would be required to analyze the implications of climate change and to formulate country  positions. So far, the academic capacity is geographically very skewed. For example, the  International Social Science Council (ISSC) commissioned a bibliometric study on social science  research on climate change and global environmental change in the period from 2000 until 2010. It  found that OECD countries completely dominated this research and that the poorest countries,  notably in Africa, hardly were visible at all in the statistics (Hackmann and St Clair, 2012).  15.10.2    Capacity to design, implement and evaluate policies  The design, implementation, and evaluation of national and sub‐national climate policies necessitate  in‐country human capital. National governments and civil society require that climate policies be  adapted to local economic, cultural, and social conditions to ensure their effectiveness and public  support. To be politically acceptable, such work generally needs to be done by citizens of the country  in which the policies are to be implemented. Political feasibility is mainly determined by policy  design to improve environmental and economic effectiveness and distributional equity (Bailey and  Compston, 2012b). A high level of scientific knowledge and analytical skills are required for such  work. Capacity building allows the leadership to be sensitive to environmental constraints and  encourages policymaking to meet the needs of the people within these parameters (United Nations,  1992).  Many studies analyze the technological options for achieving deep reductions in GHG emissions,  however they do not necessarily reflect the need for capacity building. For example, while (Pacala  and Socolow, 2004), through their ‘stabilization wedges’, increased the understanding of the  technological options that could be deployed to reach stabilization targets, they did so without  pointing out the capacity necessary to reach such a potential. These do however need local  adaptation. Through the collaborative dialogue under the Durban Forum, key areas for capacity  building on mitigation have emerged, including: low‐carbon development strategies; NAMAs;  61 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   Monitoring, Reporting and Verification (MRV); Technology Needs Assessments (TNAs); and  mitigation assessments.  15.10.3    Capacity to take advantage of external funding and flexible mechanisms  Climate change, and the global policies to mitigate and adapt to it, also imply additional capacity  challenges in order to take advantage of international funding and flexible mechanisms such as the  CDM in the Kyoto Protocol, and REDD+. So far, the distribution of projects under flexible  mechanisms has been very skewed towards countries with greater capacity. As an example, only  2.5% of normal CDM projects have been hosted by African countries (Fenhann and Staun, 2010).  In the preparations for the UNFCCC Durban Forum on Capacity Building (UNFCCC, 2011) it was noted  that capacity‐building in developing countries should be improved by (1) ensuring consultations with  stakeholders throughout the entire process of activities; (2) enhancing integration of climate change  issues and capacity‐building needs into national development strategies, plans and budgets; (3)  increasing country‐driven coordination of capacity‐building activities; and (4) strengthening  networking and information sharing among developing countries, especially through South‐South  and triangular cooperation.   15.10.4    Capacity building modalities  Capacity building is about equipping people, communities, and organizations with the tools, skills,  and knowledge to address the challenges of climate change. It can be delivered through education,  outreach, and awareness, but it can also be facilitated through peer learning, knowledge platforms,  information exchanges, and technical assistance (Mytelka et al., 2012). The need for capacity  building is large. Hundreds of thousands of scientists of various disciplines need to be trained  globally in the coming decades as well as policymakers, civil servants, businessmen, and civil society.  These needs are not limited to developing countries, as it is needed at all levels of society and in all  regions of the world.  There are many different modalities. Since the 15th Conference of the Parties (COP‐15), partnerships  have formed at the international, national, and sub‐national level aimed at climate readiness  activities. Capacity building in the private sector is also important. Studies indicate that good  management, trained workers, and clean manufacturing increase energy efficiency while reducing  CO2 emissions. Substantive carbon reductions can be achieved at zero or negative cost through  improved workplace practices, optimized processes, and behavioural changes in production (Bloom  et al., 2010). Even this requires human resources and capacity to be undertaken.   Capacity building requires a long time horizon, and this is particularly evident in education‐poor  countries. Building in‐country academic programmes that can graduate well‐trained masters and  PhD students can take decades. When students graduate from such programmes it takes an  additional 5–10 years of post‐doctoral and junior faculty positions to build the experience and skills  to contribute at a high international level (Sterner et al., 2012). Capacity building initiatives are  therefore fragile and require continued support and nurturing by both national governments and  international organizations. This may be one additional and important area for climate finance.  15.11   Links to Adaptation  This section discusses links between national and sub‐national policies and institutions for mitigation  and adaptation. Links between adaptation and mitigation policies at the international level are  discussed in Chapter 13, while adaptation in general is discussed in WGII. Adaptation will be needed  because some climate change is inevitable (Chapter 5).  Indeed, some governments have started to  plan and implement policies aimed at tackling changes that are likely to take place or have taken  62 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   place already (Aaheim et al., 2009). In the longer term, the level of adaptation needed will depend  on the success of mitigation efforts and the resulting GHG concentrations, thus there is an obvious  linkage between mitigation and adaptation.  However, the level of adaptation needed will also  depend on the climate response to any given GHG level, around which there is high uncertainty.  Mitigation will help to reduce the uncertainty on future changes and is therefore helpful for planning  adaptation.  It has been argued that mitigation and adaptation policies are related to each other (Smith and  Olesen, 2010). This, however, is a controversial issue (Hamin and Gurran, 2009). Any given mitigation  policy at the national or sub‐national level is unlikely to have a significant effect on the global  climate, so that the climatic consequences of that policy for the purpose of planning adaptation can  usually be ignored. The direct side‐effects of a mitigation policy for adaptation are more relevant.  Examples of such direct effects are mainly in land use (discussed in Section 15.11.3 below) where  synergies and tradeoffs between mitigation and adaptation policies may arise.  It is, of course, true that mitigation policies can have effects on adaptation across sectors. For  example, carbon pricing can make air‐conditioning more expensive, thus hindering adaptation to a  warmer climate. However, this is simply one of many costs of a mitigation policy that will be taken  into account while making policies. Conversely, adaptation to higher temperatures has led to  increased electricity consumption for cooling (Gupta, 2012)  that has to be taken into account while  planning mitigation, but so do all changes in demand arising for other reasons such as income  growth.  On the national scale, the approach to mitigation and adaptation differs between high or upper‐ middle income countries and low or lower‐middle income countries due to the balance of  responsibilities and the focus on mitigation versus adaptation.    The early national policy focus in high or upper‐middle income countries was largely on mitigation.   These policies were largely developed without in‐depth consideration of adaptation linkages.  Those  high or upper‐middle income countries that are developing national adaptation strategies and  policies (e.g., see (Bizikova et al., 2008; Stewart et al., 2009; Bedsworth and Hanak, 2010; Biesbroek  et al., 2010)) have shown limited consideration of the effects of adaptation policies on greenhouse  gas emissions to date. Neufeldt et al. (2010) investigated the reasons for this disconnect in Europe  and found it was due to a strong sectoral separation: sectors that were major emitters have been  mitigation focused, and have received little attention on adaptation, whereas climate sensitive  sectors such as agricultural, although a potential contributor to emission reductions, have focused  on adaptation.  They also report that adaptation policy and actions have lagged behind mitigation  more generally, and the difference in timing also contributes to the separation of the two domains.   This is now starting to change: Bruin et al. (2009) in the Netherlands considered the potential GHG  emissions of adaptation measures as part of a national multi‐criteria ranking of options.  To date, most of the national climate policy initiatives in low‐income countries, especially in the  LDCs, have focused on adaptation, notably through the National Adaptation Programme of Action  (NAPAs).  However, more recently there has been a shift with a number of national policy initiatives  that aim to develop climate resilient, low carbon economies (also known as low‐emission  development strategies or green growth).  These include Ethiopia’s Climate Resilient Green Economy  Vision (EPA Ethiopia, 2011) and Rwanda’s Green Growth and Climate Resilience National Strategy for  Climate Change and Low Carbon Development (Government of Rwanda, 2011). Given the  importance of climate change in these highly vulnerable countries, these initiatives look to build  climate resilience, but also recognize the benefits in advancing low carbon development.  Research  on the linkages between emission reductions and adaptation is still at an early stage and most of the  synergies between adaptation and mitigation are centred on the agricultural and forestry sectors.  Some local activities, such as those regarding land‐use decisions, have important implications for  both mitigation (e.g., by means of carbon sequestration) and adaptation (e.g., by means of  63 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   increasing resilience to climate change). Ravindranath (2007) explores the synergies between  mitigation and adaptation in the forestry sector. As forests are highly vulnerable to climate change,  but provide opportunities for mitigation (e.g., through afforestation), efforts to enhance carbon  sequestration need to embed adaptation elements so that exposure to climate impacts can be  addressed.  Mitigation efforts through forest management regimes such as conservation areas and  sustainable forestry contribute to adaptation. Conversely, adaptation efforts such as urban forestry  and measures to conserve soil and water also have mitigation effects (Ravindranath, 2007).  Similar issues have emerged for the agricultural sector, with the focus on climate‐smart agriculture.  This focus recognizes the high vulnerability of agriculture as a climate‐sensitive sector, but also  addresses the fact that it is a major source of greenhouse gas emissions in developing economies.  A  number of options have been identified as potentially beneficial for mitigation and adaptation,  including (McCarthy et al., 2011) soil and water conservation (including conservation agriculture, low  or minimum tillage, vegetation strips, terraces, structures such as bunds contours, shade trees, tied  ridges, small‐scale water harvesting, compost production, cover crops, improved fallows, crop  residues), agroforestry, and improved pasture and grazing management including restoration.  These  options generally are based on sustainable agricultural land management (SALM) practices.  These  practices reduce climate related risks in the form of rainfall variability and soil erosion, increase soil  organic matter and soil fertility (thus increasing productivity), and reduce emissions by either  reducing soil emissions or preventing other more emission intensive activities. More traditional  measures to increase productivity, such as fertilizer use or increased irrigation, have the potential to  increase greenhouse gas emissions because of the high energy intensity of fertilizer production and  the energy use in water abstraction and pumping; however, they may still reduce land‐use emissions  by increasing the productivity and yields per hectare, as well we reduce future land‐use pressures  that may lead to deforestation (Chapter 11). However, as highlighted by McCarthy et al. (2011),  many of these climate‐smart options involve important opportunity or policy costs, higher risks, or  may involve benefits that arise over longer time periods (e.g., improved soil function), or involve  wider environmental benefits that are not immediately useful to farmers. They also frequently  involve institutional, financial, and capacity barriers, and so may not happen autonomously.    Both the forest and agricultural sectors also link through to issues of rural land‐use change and land  planning/management, which can have synergistic effects on mitigation and adaptation (Pimentel et  al., 2010), but which can also involve complex tradeoffs.  Overall, the emerging evidence suggests that while there may be a potential for synergistic  mitigation and adaptation policy linkages in the agricultural and forest sectors, the translation of  these policies through to implementation may well be challenging because of the different  characteristics of mitigation and adaptation (e.g., the global public good nature of mitigation versus  the local benefits from adaptation), because of the additional costs involved (e.g., involving higher  capital costs or opportunity costs associated with synergistic options), because of institutional,  technological or behavioural barriers, and because different actors maybe involved in mitigation and  adaptation decisions, including the need to address cross‐sectoral aspects.  15.12   Investment and Finance  15.12.1    National and sub‐national institutions and policies  The justification for investment and finance and the description of the various financial agreements  have been elaborated in Chapter 13. Chapter 16 assesses in more detail the range of institutional  arrangements for mitigation finance at the global, regional, national, and sub‐national levels. This  section concentrates on institutional mechanisms which parties to the UNFCCC, developed and  developing countries, have been using or introducing to facilitate, tap, channel, and catalyze climate  change investment and finance. It also briefly touches on some of the major policy directions and  64 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   trends affecting mitigation finance and investments. Earlier sections of this chapter presented the  variety of policy instruments available and being used both in developed and developing countries.  Public finance is needed for subsidies and public provision (Sections 15.5.2 and 15.5.6). In this  section we track the consequences with a view to the aggregate funding needed.   Without dedicated financial policy, other policy instruments alone may be insufficient to mobilize  the large‐scale investments needed to move the world away from its current high‐emission path.   Recent case studies and some empirical evidence highlight the importance of targeted public finance  to help catalyze and leverage private investment in some mitigation activities (CPI, 2012). For this  purpose, governments have at their disposal a variety of mechanisms that include credit lines,  bonds, guarantees, equity, venture capital, carbon finance, and grants (Maclean et al., 2008). These  mechanisms exist and are effective mostly in developed and emerging economies (Kennedy and  Corfee‐Morlot, 2012).  In addition, a number of innovative mechanisms are being promoted in some developed countries  with success. These include, ‘property assessed financing districts’ where residential and commercial  property owners are provided with loans for renewable energy and energy efficiency, ‘direct cash  subsidies’ to promote the installation of energy efficiency measures and renewable energy systems,  ‘power purchase agreements’, and ESCOs – Energy Service Companies to implement performance‐ based energy efficiency projects (Ellingson et al., 2010).  National development banks are increasingly playing a critical role in leveraging public and private  resources in both developed and developing countries. National development banks, which operate  mainly domestically, have an advantage in accessing local financial markets and dealing with barriers  that they understand better than others (Smallridge et al., 2013).   International financing for mitigation and adaptation has impacted the domestic climate discourse  and has created incentives for sustainable development at national and local levels in developing  countries (Metz and Kok, 2008). National and sub‐national efforts to finance climate change often  have an explicit link to international processes or support through the various mechanisms of the  Convention and Kyoto Protocol or those encouraged to facilitate funding for developing countries  such as bilateral and multilateral channels. Some of these mechanisms have led to significant  investment in developing countries. An estimated USD 215.4 billion had been invested in 4832 Clean  Development Mechanism projects by June 15, 2012 (UNFCCC, 2012). Similarly, the Global  Environment Facility (GEF) estimates that since the start of its operations (1991–2013), it has  leveraged over USD 27 billion for climate change projects (GEF, 2013).  A new trend is the establishment by several developing countries of funds and national funding  entities dedicated to climate change. Table 16.2 lists some of these institutions, their objectives,  governance, and sources of funding. The missions and objectives are diverse and their level of  institutionalization varies from country to country. All are designed to tap and blend funding  available from international and domestic sources—public and private—to catalyze climate  investment in their country (Flynn, 2011).  National funding entities have the potential to help countries cope with the proliferation of funds  and entities offering financial resources for mitigation activities (Glemarec, 2011; Smith et al., 2011).  Increased fragmentation of international assistance has increased transaction costs for recipients  while the multiplicity and competitive nature of sources has challenged national and sub‐national  capacities (Knack and Rahman, 2007; Anderson, 2012). Limited absorptive and human capacity  resources do however present serious challenges. Evidence of the ability of national funding entities  to ensure coherence between national institutions dedicated to climate change and cabinet entities  such as the Ministry of Finance or the Office of the President relies on case studies and, currently,  does not yet offer general conclusions (Thornton, 2010).  65 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   15.12.2    Policy change direction for finance and investments in developing countries  There have been some significant trends in recent years regarding climate finance and the actors  involved. Three are particularly relevant for their impact on the way climate finance is being  managed and who does the management.   First, financing climate objectives by mainstreaming climate change into development planning has  been gaining ground. This is particularly the case of countries wanting to integrate adaptation  strategies into their overall national strategy as a way to build resilience. It is also evident in some of  the climate change action plans and strategies of some countries that are clearly linked to poverty  reduction and national development objectives (Garibaldi et al., 2013). However, the benefits and  costs of integrating climate change considerations into development planning may be difficult to  attain in practice. The OECD (OECD, 2005) warns of ‘mainstreaming overload’ as climate change  competes with other issues like governance and gender to be mainstreamed into development  planning. Barriers to integrating climate and development objectives include: lack of human and  institutional capacity and lack of coordination among line ministries (Knack and Rahman, 2007; Kok  et al., 2008)  Second, is the growing recognition that financing climate actions can have large co‐benefits.  Investments in clean energy, for example, may result in improvement in health indicators as air  pollution levels decrease. Similarly, investing in forest conservation may result in a reduction of GHG  emissions from deforestation. Thus, the increasing interest in the concept of co‐benefits or climate  and development as ‘win‐win’ outcomes. Reducing emissions has been seen as a by‐product of  reducing energy costs in the case of China (Richerzhagen and Scholz, 2008). Reducing Emissions  From Deforestation and Forest Degradation is seen as another major opportunity to deliver both  emissions reductions and livelihood benefits. However, Campbell (2009) and Adams and Hulme  (2001) argue that the ability to define these win‐win objectives is a major factor for success.  Third, the number of actors involved in climate finance and investment is growing. Climate change  finance is no longer a monopoly of the public sector. There is now a multiplicity of actors from the  private and business world whose level of financing exceeds that of the public sector several fold,  particularly in the middle‐income and emerging economies (Gomez‐Echeverri, 2013). This  development has the potential to address implementation gaps, generate greater participation from  stakeholders, and encourage public‐private partnerships that promote sustainable development  (Pattberg, 2010).   Two areas of need emerge from the literature (Cameron, 2011; Zingel, 2011). First, attracting climate  finance investments will require strengthening institutional and governance capacities at the  national and sub‐national levels in recipient countries. Specifically, the ability to formulate strategies  and action plans, including policies and measures, formulate, assess and approve projects,  demonstrate accountability and transparency to their own populations, as well as to the  development partners to raise levels of investment confidence will be needed. Second, robust  mechanisms are needed to ensure accountability. This would involve greater transparency in both  donor and recipient countries. The role of civil society organizations and the media could be  strengthened for good governance and accountability.   15.13   Gaps in Knowledge and Data   Cross‐country comparisons of institutional design options, particularly mechanisms for  coordinating and mainstreaming climate and other related sector policies, are limited. Wider use of  evaluation methods would allow for the understanding of relative effectiveness of different options  and designs to be used to improve outcomes over time.   66 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5    Evaluating the economic and environmental effectiveness of individual policy instruments  and packages is difficult as various jurisdictions produce policy instruments influenced by context‐ specific factors such as co‐benefits and political economy considerations. As a result, the cost of  committing to a target and the actions needed to meet it, are difficult to estimate. For example,  fuel taxes in the transport sector are implemented for multiple purposes including energy security,  congestion and pollution reduction, revenue for road construction, mitigation of climate change,  and so forth. It is difficult to gauge the contribution of fuel taxes to mitigation efforts.   While the distributional incidence of taxes has been studied quite extensively, much less is  known about the distributional incidence other policy instruments and packages. Similarly,  knowledge gaps remain uneven across policy instruments on other criteria such as institutional,  political, and administrative feasibility.   The asymmetry of methodologies regarding ‘negative cost’ policies regarding regulation and  information measures with case studies arguing for negative private and social cost polices while  critiques basing results on economic theory and models has meant that conclusive results are not  yet available.   Understanding of the relative balance between demand pull and supply push policies  needed to accelerate technological innovation remains an important gap. Data on global private  investment in research and development is a major gap along in addition to public R&D figures in  middle income and low‐income countries.     The valuation of co‐benefits from emission reduction has been studied comprehensively in  the United States (Muller et al., 2011), but much less is known about other countries. This is  important because taking these co‐benefits into account could significantly lower the cost of  emission reduction, and perhaps offer negative costs, in several sectors.  15.14     Frequently Asked Questions   FAQ 15.1 What kind of evidence and analysis will help us design effective policies?  Economic theory can help with policy design at a conceptual level, while modelling can provide an  ex‐ante assessment of the potential impact of alternative mitigation policies. However, as theory  and modelling tend to be based on sets of simple assumptions, it is desirable that they are  complemented by ex‐post policy evaluations whenever feasible. For example, theory and bottom up  modelling suggest that some energy efficiency policies can deliver CO2 emission reductions at  negative cost, but we need ex‐post policy evaluation to establish whether they really do and  whether the measures are as effective as predicted by ex‐ante assessments (Section 15.4).   As climate policies are implemented, they can generate an empirical evidence base that allows  policy evaluation to take place. If evaluation is built into the design of a programme or policy from its  inception, the degree of success and scope for improvement can be identified. Policies implemented  at the sub‐national levels provide sites for experimentation on climate policies. Lessons from these  efforts can used to accelerate policy learning.   Much of the evidence base consists of case studies. While this method is useful to gain context‐ specific insights into the effectiveness of climate policies, statistical studies based on large sample  sizes allow analysts to control for various factors and yield generalizable results. However,  quantitative methods do not capture institutional, political, and administrative factors and need to  be complemented by qualitative studies.   67 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   FAQ 15.2 What is the best climate change mitigation policy?  A range of policy instruments is available to mitigate climate change including carbon taxes,  emissions trading, regulation, information measures, government provision of goods and services,  and voluntary agreements (Section 15.3). Appropriate criteria for assessing these instruments  include: economic efficiency, cost effectiveness, distributional impact, and institutional, political, and  administrative feasibility (Section 15.5).  Policy design depends on policy practices, institutional capacity and other national circumstances. As  a result, there is no single best policy instrument and no single portfolio of instruments that is best  across many nations. The notion of ‘best’ depends on which assessment criteria we employ when  comparing policy instruments and the relative weights attached to individual criteria. The literature  provides more evidence about some types of policies, and how well they score against the various  criteria, than others. For example, the distributional impacts of a tax are relatively well known  compared to the distributional impacts of regulation. Further research and policy evaluation is  required to improve the evidence base in this respect (Section 15.12).  Different types of policy have been adopted in varying degrees in actual plans, strategies, and  legislation. While economic theory provides a strong basis for assessing economy‐wide economic  instruments, much mitigation action is being pursued at the sectoral level (Chapters 7–12).  Sectoral  policy packages often reflect co‐benefits and wider political considerations. For example, fuel taxes  are among a range of sectoral measures that can have a substantial effect on emissions even though  they are often implemented for other objectives.   Interactions between different policies need to be considered. The absence of policy coordination  can affect environmental and economic outcomes. When policies address distinct market failures  such as the externalities associated with greenhouse gas emissions or the undersupply of innovation,  the use of multiple policy instruments has considerable potential to reduce costs.  In contrast, when  multiple instruments such a carbon tax and a performance standard are employed to address the  same objective, policies can become redundant and undermine overall cost effectiveness (Section  15.8.4.2).     68 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   References  Aaheim A., F. Berkhout, D. McEvoy, R. Mechler, H. Neufeldt, A.G. Patt, P. Watkiss, A. Wreford, Z.  Kundzewicz, C. Lavalle, and others (2009). Adaptation to Climate Change: Why is it needed and how  can it be implemented?  Aasrud A., R. Baron, and K. Karousakis (2010). Market Readiness: Building Blocks for Market  Approaches. Organisation for Economic Co‐Operation and Development / International Energy  Agency. . Available at: http://www.oecd.org/env/cc/46563135.pdf.  Adams W.M., and D. Hulme (2001). If community conservation is the answer in Africa, what is the  question?, Oryx 35 193–200 pp. (DOI: 10.1046/j.1365‐3008.2001.00183.x), (ISSN: 0030‐6053, 1365‐ 3008).  Adams T., and J.A. Turner (2012). An investigation into the effects of an emissions trading scheme  on forest management and land use in New Zealand, Forest Policy and Economics 15 78–90 pp. (DOI:  10.1016/j.forpol.2011.09.010), (ISSN: 1389‐9341).  Aghion P., A. Dechezleprêtre, D. Hemous, R. Martin, and J.V. Reenen (2012). Carbon Taxes, Path  Dependency and Directed Technical Change: Evidence from the Auto Industry. National Bureau of  Economic Research, Cambridge, MA. . Available at: http://www.nber.org/papers/w18596.  Agnolucci P. (2009). The Effect of the German and British Environmental Taxation Reforms: A simple  assessment, Energy Policy 37 3043–3051 pp. . Available at:  http://ideas.repec.org/a/eee/enepol/v37y2009i8p3043‐3051.html.  Aichele R., and G.J. Felbermayr (2011). Kyoto and Carbon Leakage: An Empirical Analysis of the  Carbon Content of Bilateral Trade, CESifo Working Paper Series 3661 32 pp. . Available at:  http://papers.ssrn.com/sol3/papers.cfm?abstract_id=1968868.  Akerlof G.A. (1970). The Market for ‘Lemons’: Quality Uncertainty and the Market Mechanism, The  Quarterly Journal of Economics 84 488 pp. (DOI: 10.2307/1879431), (ISSN: 00335533).  Akimoto K. (2012). Potential for Energy Efficiency Improvement and Barriers. In: Climate change  mitigation a balanced approach to climate change. M. Yamaguchi, (ed.), Springer, London; New York  pp.161–177(ISBN: 9781447142287  1447142284).  Aldy J.E., and R.N. Stavins (2012). The Promise and Problems of Pricing Carbon: Theory and  Experience, The Journal of Environment & Development 21 152–180 pp. (DOI:  10.1177/1070496512442508), (ISSN: 1070‐4965, 1552‐5465).  Allcott H. (2011). Consumers’ Perceptions and Misperceptions of Energy Costs, American Economic  Review 101 98–104 pp. (DOI: 10.1257/aer.101.3.98), (ISSN: 0002‐8282).  Alston L.J., G.D. Libecap, and B. Mueller (2000). Land Reform Policies, the Sources of Violent  Conflict, and Implications for Deforestation in the Brazilian Amazon, Journal of Environmental  Economics and Management 39 162–188 pp. (DOI: 10.1006/jeem.1999.1103), (ISSN: 0095‐0696).  Andam K.S., P.J. Ferraro, A. Pfaff, G.A. Sanchez‐Azofeifa, and J.A. Robalino (2008). Measuring the  effectiveness of protected area networks in reducing deforestation, Proceedings of the National  Academy of Sciences 105 16089–16094 pp. (DOI: 10.1073/pnas.0800437105), (ISSN: 0027‐8424,  1091‐6490).  69 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   Andersen M.S. (2004). Vikings and virtues: a decade of CO2 taxation, Climate Policy 4 13–24 pp. .  Anderson E. (2012). Aid fragmentation and donor transaction costs, Economics Letters 117 799–802  pp. (DOI: 10.1016/j.econlet.2012.08.034), (ISSN: 01651765).  Anderson S.T., I.W.H. Parry, J.M. Sallee, and C. Fischer (2011). Automobile Fuel Economy Standards:  Impacts, Efficiency, and Alternatives, Review of Environmental Economics and Policy 5 89–108 pp. .  Available at: http://ideas.repec.org/a/oup/renvpo/v5y2011i1p89‐108.html.  Andreen W.L. (2008). Federal Climate Change Legislation and Preemption, Environmental and  Energy Law and Policy 3 261 pp. .  Angelsen A. (1999). Agricultural expansion and deforestation: modelling the impact of population,  market forces and property rights, Journal of Development Economics 58 185–218 pp. . Available at:  http://ideas.repec.org/a/eee/deveco/v58y1999i1p185‐218.html.  Anthoff D., and R. Hahn (2010). Government failure and market failure: on the inefficiency of  environmental and energy policy, Oxford Review of Economic Policy 26 197–224 pp. . Available at:  http://ideas.repec.org/a/oup/oxford/v26y2010i2p197‐224.html.  Antilla L. (2005). Climate of scepticism: US newspaper coverage of the science of climate change,  Global Environmental Change 15 338–352 pp. (DOI: 10.1016/j.gloenvcha.2005.08.003), (ISSN:  09593780).  Aoki K. (2010). Determinants of the Possibilities and Impossibilities of the Japanese Local  Governments’ Progressive Low Carbon Measures: Case Studies of the Policy Processes at the Tokyo  Metropolitan Government, Nagano, and Iwate Prefectures, 2nd Global Conference on Environmental  Governance and Democracy. Yale University. 2010, 20 pp. Available at:  http://conference.unitar.org/yale/local‐and‐community‐level‐governance.  ApSimon H., M. Amann, S. Åström, and T. Oxley (2009). Synergies in addressing air quality and  climate change, Climate Policy 9 669–680 pp. (DOI: 10.3763/cpol.2009.0678), (ISSN: 14693062,  17527457).  Aroonruengsawat A. (2012). The Impact of State Level Building Codes on Residential Electricity  Consumption, The Energy Journal 33 31–52 pp. (DOI: 10.5547/ISSN0195‐6574‐EJ‐Vol33‐No1‐2),  (ISSN: 01956574).  Van Asselt H., J. Berseus, J. Gupta, and C. Haug (2010). Nationally Appropriate Mitigation Actions  (NAMAs) in Developing Countries: challenges and opportunities. Institute for Environmental Studies,  Vrije Universiteit Amsterdam.  Assemblée Nationale (2010). LOI n°  2010‐788 du 12 juillet 2010 portant engagement national pour  l’environnement. . Available at:  http://www.legifrance.gouv.fr/affichTexte.do?cidTexte=JORFTEXT000022470434.  Atashbar T. (2012). Illusion therapy: How to impose an economic shock without social pain, Journal  of Policy Modeling 34 99–111 pp. (ISSN: 0161‐8938).  Atteridge A., M.K. Shrivastava, N. Pahuja, and H. Upadhyay (2012). Climate policy in India: what  shapes international, national and state policy?, Ambio 41 Suppl 1 68–77 pp. (DOI: 10.1007/s13280‐ 011‐0242‐5), (ISSN: 0044‐7447).  70 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   Baeumler A., E. Ijjasz‐Vasquez, and S. Mehndiratta (2012). Sustainable Low‐Carbon City  Development in China. World Bank Publications, 618 pp., (ISBN: 9780821389881). .  Bailey I., and H. Compston (2012a). Feeling the Heat: The Politics of Climate Policy in Rapidly  Industrializing Countries. Palgrave Macmillan, 285 pp., (ISBN: 9780230374997). .  Bailey I., and H. Compston (2012b). Political strategy and climate policy. In: Feeling the Heat: The  Politics of Climate Policy in Rapidly Industrializing Countries. Palgrave Macmillan, Chippenham and  Eastbourne pp.264(ISBN: 9780230280403).  Bailey I., I. MacGill, R. Passey, and H. Compston (2012). The fall (and rise) of carbon pricing in  Australia: a political strategy analysis of the carbon pollution reduction scheme, Environmental  Politics 21 691–711 pp. (DOI: 10.1080/09644016.2012.705066), (ISSN: 0964‐4016).  Bailey I., and S. Rupp (2006). The evolving role of trade associations in negotiated environmental  agreements: the case of United Kingdom Climate Change Agreements, Business Strategy and the  Environment 15 40–54 pp. (DOI: 10.1002/bse.465), (ISSN: 1099‐0836).  Bedsworth L.W., and E. Hanak (2010). Adaptation to climate change: a review of challenges and  tradeoffs in six areas, Journal of the American Planning Association 76 477–495 pp. .  Bellas A.S. (2011). Evidence of Innovation and Diffusion Under Tradable Permit Programs,  International Review of Environmental and Resource Economics 5 1–22 pp. (DOI:  10.1561/101.00000036), (ISSN: 19321473).  Berkhout P.H.G., A. Ferrer‐i‐Carbonell, and J.C. Muskens (2004). The ex post impact of an energy  tax on household energy demand, Energy Economics 26 297–317 pp. (DOI:  10.1016/j.eneco.2004.04.002), (ISSN: 01409883).  Betsill M.M., and H. Bulkeley (2006). Cities and the Multilevel Governance of Global Climate  Change, Global Governance 12 141–159 pp. (ISSN: 1075‐2846).  Beuermann C., and T. Santarius (2006). Ecological tax reform in Germany: handling two hot  potatoes at the same time, Energy Policy 34 917–929 pp. (DOI: 10.1016/j.enpol.2004.08.045), (ISSN:  0301‐4215).  Bhagwati J., and P.C. Mavroidis (2007). Is action against US exports for failure to sign Kyoto Protocol  WTO‐legal?, World Trade Review 6 299–310 pp. (DOI: 10.1017/S1474745607003291).  Biedermann A. (2011). Klimaschutzziele in den deutschen Bundeslandern. Umwelt Bundesamt. .  Available at: http://www.uba.de/uba‐info‐medien/4146.html.  Biesbroek G.R., R.J. Swart, T.R. Carter, C. Cowan, T. Henrichs, H. Mela, M.D. Morecroft, and D. Rey  (2010). Europe adapts to climate change: Comparing National Adaptation Strategies, Global  Environmental Change 20 440–450 pp. (DOI: 10.1016/j.gloenvcha.2010.03.005), (ISSN: 09593780).  Bizikova L., T. Neale, and I. Burton (2008). Canadian Communities’ Guidebook for Adaptation to  Climate Change. Including an Approach to Generate Mitigation Co‐Benefits in the Context of  Sustainable Development [Electronic Resource]. Environmenta Canada / University of British  Columbia, Vancouver, 100 pp., (ISBN: 1100108394). .  Bjertnæs G.H., and T. Fæhn (2008). Energy taxation in a small, open economy: Social efficiency gains  versus industrial concerns, Energy Economics 30 2050–2071 pp. (ISSN: 0140‐9883).  71 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   Blackman A., R. Osakwe, and F. Alpizar (2010). Fuel tax incidence in developing countries: The case  of Costa Rica, Energy Policy 38 2208–2215 pp. . Available at:  http://ideas.repec.org/a/eee/enepol/v38y2010i5p2208‐2215.html.  Blonz J., D. Burtraw, and M. Walls (2012). Social safety nets and US climate policy costs, Climate  Policy 12 474–490 pp. (DOI: 10.1080/14693062.2011.644073), (ISSN: 1469‐3062).  Bloom N., C. Genakos, R. Martin, and R. Sadun (2010). Modern Management: Good for the  Environment or Just Hot Air?*, The Economic Journal 120 551–572 pp. (DOI: 10.1111/j.1468‐ 0297.2010.02351.x), (ISSN: 1468‐0297).  Boehringer C., and M. Frondel (2007). Assessing Voluntary Commitments in the German Cement  Industry: The Importance of Baselines. RFF Press, Washington, D.C., 105‐117 pp.  Bohringer C., B. Bye, T. Faehn, and K.E. Rosendahl (2012). Alternative designs for tariffs on  embodied carbon: A global cost‐effectiveness analysis, Energy Economics 34 S143–S153 pp. (ISSN:  01409883).  Böhringer C., H. Koschel, and U. Moslener (2008). Efficiency losses from overlapping regulation of  EU carbon emissions, Journal of Regulatory Economics 33 299–317 pp. (DOI: 10.1007/s11149‐007‐ 9054‐8), (ISSN: 0922‐680X, 1573‐0468).  Bohringer C., A. Loschel, and T.F. Rutherford (2006). Efficiency Gains from ‘What’‐Flexibility in  Climate Policy an Integrated CGE Assessment, The Energy Journal Multi‐Greenhouse Gas Mitigation  and Climate Policy 405–424 pp. . Available at: http://ideas.repec.org/a/aen/journl/2006se_weyant‐ a21.html.  Borck J.C., and C. Coglianese (2009). Voluntary Environmental Programs: Assessing Their  Effectiveness, Annual Review of Environment and Resources 34 305–324 pp. (DOI:  10.1146/annurev.environ.032908.091450).  Bosetti V., S. Paltsev, J. Reilly, and C. Carraro (2011). Emissions Pricing to Stabilize Global Climate.  Fondazione Eni Enrico Mattei, Milan, Italy. 18 pp. Available at:  http://ideas.repec.org/p/fem/femwpa/2011.80.html.  Bovenberg A.L., L.H. Goulder, and D.J. Gurney (2005). Efficiency Costs of Meeting Industry‐ Distributional Constraints Under Environmental Permits and Taxes, RAND Journal of Economics 36  950–970 pp. . Available at: http://ideas.repec.org/a/rje/randje/v36y20054p950‐970.html.  Boykoff M.T., and J.M. Boykoff (2007). Climate change and journalistic norms: A case‐study of US  mass‐media coverage, Geoforum 38 1190–1204 pp. (DOI: 10.1016/j.geoforum.2007.01.008), (ISSN:  00167185).  Brännlund R., and L. Persson (2010). Tax or No Tax? Preferences for Climate Policy Attributes. CERE ‐  the Center for Environmental and Resource Economics, Umeå, Sweden. 24 pp. Available at:  http://ideas.repec.org/p/hhs/slucer/2010_004.html.  Braun C. (2013). The Driving Forces of Stability Exploring the Nature of Long‐Term Bureaucracy– Interest Group Interactions, Administration & Society 45 809–836 pp. (DOI:  10.1177/0095399712438377), (ISSN: 0095‐3997, 1552‐3039).  Bressers H., T. Bruijn, and K. Lulofs (2009). Environmental negotiated agreements in the  Netherlands, Environmental Politics 18 58–77 pp. (DOI: 10.1080/09644010802624819).  72 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   Bridgman B.R., I.D. Livshits, and J.C. MacGee (2007). Vested interests and technology adoption,  Journal of Monetary Economics 54 649–666 pp. . Available at:  http://ideas.repec.org/a/eee/moneco/v54y2007i3p649‐666.html.  Brouhle K., C. Griffiths, and A. Wolverton (2009). Evaluating the role of EPA policy levers: An  examination of a voluntary program and regulatory threat in the metal‐finishing industry, Journal of  Environmental Economics and Management 57 166–181 pp. (DOI: 10.1016/j.jeem.2008.07.006),  (ISSN: 0095‐0696).  Bruin K. de, R. Dellink, and S. Agrawala (2009). Economic Aspects of Adaptation to Climate Change:  Integrated Assessment Modelling of Adaptation Costs and Benefits. OECD Publishing, Paris, France. .  Available at: http://ideas.repec.org/p/oec/envaaa/6‐en.html.  Bruvoll A., and B.M. Larsen (2004). Greenhouse gas emissions in Norway: do carbon taxes work?,  Energy Policy 32 493–505 pp. (DOI: 10.1016/S0301‐4215(03)00151‐4), (ISSN: 03014215).  Bührs T. (2008). Climate Change Policy and New Zealand’s ‘National Interest’: the Need for  Embedding Climate Change Policy Into a Sustainable Development Agenda, Political Science 60 61– 72 pp. (DOI: 10.1177/003231870806000106), (ISSN: 0032‐3187, 2041‐0611).  Bulkeley H., and M.M. Betsill (2005). Rethinking Sustainable Cities: Multilevel Governance and the  ‘Urban’ Politics of Climate Change, Environmental Politics 14 42–63 pp. (DOI: Article), (ISSN:  09644016).  Bulkeley H., and V. Castán Broto (2012). Government by experiment? Global cities and the  governing of climate change, Transactions of the Institute of British Geographers 38 361–375 pp. .  Bullock D. (2012). Emissions trading in New Zealand: development, challenges and design,  Environmental Politics 21 657–675 pp. (DOI: 10.1080/09644016.2012.688359), (ISSN: 0964‐4016).  Bureau B. (2011). Distributional Effects of a Carbon Tax on Car Fuels in France, Energy Economics 33  121–130 pp. (DOI: 10.1016/j.eneco.2010.07.011), (ISSN: 0140‐9883).  Burniaux J.M., and J. Chateau (2011). Mitigation Potential of Removing Fossil Fuel Subsidies: A  General Equilibrium Assessment. Organisation for Economic Cooperation and Development, Paris,  France. 28 pp. Available at: http://www.oecd‐ilibrary.org/economics/mitigation‐potential‐of‐ removing‐fossil‐fuel‐subsidies_5kgdx1jr2plp‐en.  Burtraw D., and K. Palmer (2008). Compensation rules for climate policy in the electricity sector,  Journal of Policy Analysis and Management 27 819–847 pp. (DOI: 10.1002/pam.20378), (ISSN: 1520‐ 6688).  Burtraw D., K. Palmer, and D. Kahn (2010). A symmetric safety valve, Energy Policy 38 4921–4932  pp. . Available at: http://ideas.repec.org/a/eee/enepol/v38y2010i9p4921‐4932.html.  Burtraw D., and W. Shobe (2009). State and Local Climate Policy under a National Emissions Floor.  Resources For the Future, Washington, D.C. 19 pp. Available at: www.rff.org/rff/documents/rff‐dp‐ 09‐54.pdf.  Burtraw D., R. Sweeney, and M. Walls (2009). The Incidence of U.S. Climate Policy: Alternative Uses  of Revenues from a Cap‐and‐Trade Auction, National Tax Journal 62 497–518 pp. .  73 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   Burtraw D., and M. Woerman (2013). Technology Flexibility and Stringency for Greenhouse Gas  Regulations. Resources for the Future. . Available at:  http://www.rff.org/Publications/Pages/PublicationDetails.aspx?PublicationID=22235.  Bushnell J., C. Peterman, and C. Wolfram (2008). Local Solutions to Global Problems: Climate  Change Policies and Regulatory Jurisdiction, Review of Environmental Economics and Policy 2 175– 193 pp. (DOI: 10.1093/reep/ren007), (ISSN: 1750‐6816, 1750‐6824).  Byrne J., K. Hughes, W. Rickerson, and L. Kurdgelashvili (2007). American policy conflict in the  greenhouse: Divergent trends in federal, regional, state, and local green energy and climate change  policy, Energy Policy 35 4555–4573 pp. (DOI: 10.1016/j.enpol.2007.02.028), (ISSN: 0301‐4215).  Calel R., and A. Dechezleprêtre (2012). Environmental Policy and Directed Technological Change:  Evidence from the European Carbon Market. Social Science Research Network, Rochester, NY. 33 pp.  Available at: http://papers.ssrn.com/abstract=2041147.  Cambridge Econometrics (2005). Modelling the initial effects of the Climate Change Levy, report  submitted to HM Customs and Excise 8.  Cameron C. (2011). Climate Change Financing and Aid Effectiveness: Ghana Case Study. Organisation  for Economic Cooperation and Development. 35 pp. Available at:  www.oecd.org/dac/environmentanddevelopment/48458430.pdf.  Campbell B.M. (2009). Beyond Copenhagen: REDD+, agriculture, adaptation strategies and poverty,  Global Environmental Change 19 397–399 pp. (DOI: 10.1016/j.gloenvcha.2009.07.010), (ISSN:  09593780).  Campbell, A., Kapos, V., Lysenko, I., Scharlemann, J., Dickson, B., Gibbs, H., Hansen, M., and Miles,  L. (2008). Carbon emissions from forest loss in protected areas. . Available at:  http://archive.org/details/carbonemissionsf08camp.  Canton J., and A.J. Linden (2010). Support Schemes for Renewable Electricity in the EU. Directorate  General Economic and Monetary Affairs (DG ECFIN), European Commission, Brussels, Belgium. 59  pp. Available at: http://ideas.repec.org/p/euf/ecopap/0408.html.  CARB (2011). California Greenhouse Gas Emissions Inventory: 2000‐2009. California Air Resources  Board.  Caripis L., J. Peel, L.C. Godden, and R. Keenan (2012). Australia’s Carbon Pricing Mechanism, Climate  Law 2 25 pp. . Available at: http://papers.ssrn.com/sol3/papers.cfm?abstract_id=2055522.  Carlarne C. (2008). Notes from a Climate Change Pressure‐Cooker: Sub‐Federal Attempts at  Transformation Meet National Resistance in the USA, Connecticut Law Review 40 . Available at:  https://litigation‐ essentials.lexisnexis.com/webcd/app?action=DocumentDisplay&crawlid=1&doctype=cite&docid=40 +Conn.+L.+Rev.+1351&srctype=smi&srcid=3B15&key=556887f2a2d2220e8196e28bd29a4eed.  Carlson C., D. Burtraw, M. Cropper, and K.L. Palmer (2000). Sulfur Dioxide Control by Electric  Utilities: What Are the Gains from Trade?, Journal of Political Economy 108 . Available at:  http://papers.ssrn.com/sol3/papers.cfm?abstract_id=248522.  Carter N. (2008). Combating Climate Change in the UK: Challenges and Obstacles1, The Political  Quarterly 79 194–205 pp. (DOI: 10.1111/j.1467‐923X.2008.00913.x), (ISSN: 1467‐923X).  74 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   CAUS (2012). Australia’s emissions reduction targets. . Available at:  http://www.climatechange.gov.au/climate‐change/greenhouse‐gas‐measurement‐and‐ reporting/australias‐emissions‐projections/australias.  Chen L.‐T., and A.H. Hu (2012). Voluntary GHG reduction of industrial sectors in Taiwan,  Chemosphere 88 1074–1082 pp. (DOI: 10.1016/j.chemosphere.2012.04.049), (ISSN: 1879‐1298).  Cheng C.‐C. (2010). A New NAMA Framework for Dispersed Energy End‐Use Sectors, Energy Policy 38  5614–5624 pp. (ISSN: 0301‐4215).  Chhatre A., and A. Agrawal (2009). Trade‐offs and synergies between carbon storage and livelihood  benefits from forest commons, Proceedings of the National Academy of Sciences 106 17667–17670  pp. (DOI: 10.1073/pnas.0905308106), (ISSN: 0027‐8424, 1091‐6490).  Chomitz K.M., P. Buys, G. De Luca, T.S. Thomas, and S. Wertz‐Kanounnikoff (2007). At  Loggerheads : Agricultural Expansion, Poverty Reduciton and Environment in Th Tropical Forests. The  U.S. World Bank, Washington, 224 pp., (ISBN: 0821367358 9780821367353 0821367366  9780821367360). .  Clapp C., G. Briner, and K. Karousakis (2010). Low‐Emission Development Strategies (LEDS):  Technical, Institutional and Policy Lessons. Organisation for Economic Cooperation and  Development/International Energy Agency, Paris. 56 pp. Available at:  www.oecd.org/dataoecd/32/58/46553489.pdf.  Clark K., A. Gauthier, and N. Pinon (2010). Assessing the Structural Capacity Requirements that  Would Allow Developing Countries to Participate in Evolving Carbon Markets. Marmanie Consulting  Ltd.  Clean Energy Regulator (2012). Liable Entities Public Information Database. Clean Energy Regulator,  Government of Australia. . Available at: http://www.cleanenergyregulator.gov.au/Carbon‐Pricing‐ Mechanism/Liable‐Entities‐Public‐Information‐Database/LEPID‐for‐2012‐13‐Financial‐ year/Pages/default.aspx.  Coady D., R. Gillingham, R. Ossowski, J. Pietrowski, and S. Tareq (2010). Petroleum Product  Subsidies: Costly, Inequitable, and Rising, IMF Staff Position Note 10 20 pp. . Available at:  http://www.imf.org/external/pubs/ft/spn/2010/spn1005.pdf.  Cockburn I., S. Stern, and J. Zausner (2011). Finding the Endless Frontier:  Lessons from the Life  Sciences Innovation System for Energy R&D. In: Accelerating Energy Innovation: Insights from  Multiple Sectors. R. Henderson, R.G. Newell, (eds.), University of Chicago Press, pp.113–157.  Coen D., and J. Richardson (2009). Lobbying the European Union: Institutions, Actors, and Issues.  Oxford University Press, 339 pp., (ISBN: 9780191607219). .  Collier U., and R.E. Löfstedt (1997). Think globally, act locally?: Local climate change and energy  policies in Sweden and the UK, Global Environmental Change 7 25–40 pp. (DOI: 10.1016/S0959‐ 3780(96)00025‐8), (ISSN: 0959‐3780).  Compston H. (2009). Networks, resources, political strategy and climate policy, Environmental  Politics 18 727–746 pp. (DOI: 10.1080/09644010903157032), (ISSN: 0964‐4016).  75 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   Corfee‐Morlot J., L. Kamal‐Chaoui, M. Donovan, I. Cochran, A. Robert, and P.‐J. Teasdale (2009).  Cities, Climate Change and Multilevel Governance, OECD Publishing 14 125 pp. (ISSN: 1997‐0900  (online))  Coria J., and T. Sterner (2010). Tradable Permits in Developing Countries: Evidence From Air  Pollution in Chile, The Journal of Environment & Development 19 145–170 pp. (DOI:  10.1177/1070496509355775), (ISSN: 1070‐4965, 1552‐5465).  Couture T., and Y. Gagnon (2010). An analysis of feed‐in tariff remuneration models: Implications for  renewable energy investment, Energy Policy 38 955–965 pp. (DOI: 10.1016/j.enpol.2009.10.047),  (ISSN: 0301‐4215).  CPI (2012). The Landscape of Climate Finance 2012. Climate Policy Initiative. . Available at:  http://climatepolicyinitiative.org/wp‐content/uploads/2012/12/The‐Landscape‐of‐Climate‐Finance‐ 2012.pdf.  Croci E. (2005). The Economics of Environmental Voluntary Agreements. Environment & Policy. In:  The Handbook of Environmental Voluntary Agreements. E. Croci, (ed.), Springer Netherlands, pp.3– 30(ISBN: 978‐1‐4020‐3355‐1, 978‐1‐4020‐3356‐8).  Crowley K. (2010). Climate Clever? Kyoto and Australia’s Decade of Recalcitrance. In: Global  commons, domestic decisions the comparative politics of climate change. K. Harrison, L.M.  Sundstrom, (eds.), MIT Press, Cambridge, Mass. pp.201–228(ISBN: 9780262289481  0262289482).  Crowley K. (2013). Irresistible Force? Achieving Carbon Pricing in Australia, Australian Journal of  Politics & History 59 368–381 pp. (DOI: 10.1111/ajph.12021), (ISSN: 1467‐8497).  Dales J.H. (1968). Pollution, Property & Prices: An Essay in Policy‐Making and Economics. Edward  Elgar Publishing, 144 pp., (ISBN: 9781840648423). .  Dalmazzone S. (2006). 18 Decentralization and the environment, Handbook of fiscal federalism 459  pp. (ISSN: 184542008X).  Datta A. (2010). The incidence of fuel taxation in India, Energy Economics 32 S26–S33 pp. (ISSN:  0140‐9883).  Decker C.S., and M.E. Wohar (2007). Determinants of state diesel fuel excise tax rates: the political  economy of fuel taxation in the United States, The Annals of Regional Science 41 171–188 pp. (ISSN:  1432‐0592).  Dell M., B.F. Jones, and B.A. Olken (2009). Temperature and Income: Reconciling New Cross‐ Sectional and Panel Estimates, American Economic Review 99 198–204 pp. (DOI:  10.1257/aer.99.2.198), (ISSN: 0002‐8282).  Derclaye E. (2008). Intellectual property rights and global warming, Marquette Intellectual Property  Review 12 265–297 pp. .  Deroubaix J.‐F., and F. Lévèque (2006). The rise and fall of French Ecological Tax Reform: social  acceptability versus political feasibility in the energy tax implementation process, Energy Policy 34  940–949 pp. (DOI: 10.1016/j.enpol.2004.08.047), (ISSN: 0301‐4215).  Dienes K. (2007). Struktur‐und Rechtsfragen zum CO2‐Emissionshandel insbesondere nach dem  Zuteilungsgesetz 2012, Energiewirtschaftliche Tagesfragen 57 82–90 pp. .  76 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   Dimitropoulos J. (2007). Energy productivity improvements and the rebound effect: An overview of  the state of knowledge, Energy Policy 35 6354–6363 pp. . Available at:  http://ideas.repec.org/a/eee/enepol/v35y2007i12p6354‐6363.html.  Doremus H., and W.M. Hanemann (2008). Of Babies and Bathwater: Why the Clean Air Act’s  Cooperative Federalism Framework is Useful for Addressing Global Warming, Arizona Law Review 50  799 pp. . Available at: http://papers.ssrn.com/abstract=1155476.  Dubash N.K. (2011). From Norm Taker to Norm Maker? Indian energy governance in global context,  Global Policy 2 66–79 pp. (DOI: 10.1111/j.1758‐5899.2011.00123.x), (ISSN: 1758‐5899).  Dubash N.K., M. Hagemann, N. Höhne, and P. Upadhyaya (2013). Developments in national climate  change mitigation legislation and strategy, Climate Policy 13 649–664 pp. (DOI:  10.1080/14693062.2013.845409), (ISSN: 1469‐3062).  Edenhofer O., C. Flachsland, M. Jakob, and K. Lessmann (2013). The Atmosphere as a Global  Commons – Challenges for International Cooperation and Governance. In: The Handbook on the  Macroeconomics of Climate Change. W. Semmler, L. Bernard, (eds.), Oxford University Press, Oxford.  Edenhofer O., R. Pichs‐Madruga, and Y. Sokona (2012). Renewable Energy Sources and Climate  Change Mitigation: Special Report of the Intergovernmental Panel on Climate Change. Cambridge  University Press, Cambridge, United Kingdom and New York, NY, USA, 1089 pp., (ISBN:  9781139505598). .  Egenhofer C., M. Alessi, A. Georgiev, and N. Fujiwara (2011). The EU Emissions Trading System and  Climate Policy towards 2050: Real incentives to reduce emissions and drive innovation? Center for  European Policy Studies. . Available at: www.ceps.eu/ceps/dld/4097/pdf    . Eising R. (2007). The access of business interests to EU institutions: towards élite pluralism?, Journal  of European Public Policy 14 384–403 pp. (DOI: 10.1080/13501760701243772), (ISSN: 1350‐1763).  Ekins P., and B. Etheridge (2006). The environmental and economic impacts of the UK climate  change agreements, Energy Policy 34 2071–2086 pp. (DOI: 10.1016/j.enpol.2005.01.008), (ISSN:  0301‐4215).  Ekins P., and S. Speck (2011). Environmental Tax Reform (ETR): A Policy for Green Growth. Oxford  University Press, 407 pp., (ISBN: 9780199584505). .  Ellerman A.D., F.J. Convery, and C. De Perthuis (2010). Pricing Carbon: The European Union  Emissions Trading Scheme. Cambridge University Press, Cambridge, 390 pp., (ISBN: 9780521196475  0521196477). .  Ellerman A.D., P.L. Joskow, R. Schmalensee, J.‐P. Montero, and E.M. Bailey (2000). Markets for  Clean Air: The U.S. Acid Rain Program. Cambridge University Press, 388 pp., (ISBN: 0521660831). .  Ellerman A.D., and J.‐P. Montero (2007). The Efficiency and Robustness of Allowance Banking in the  U.S. Acid Rain Program, Energy Journal 28 47–71 pp. (ISSN: 01956574).  Ellingson M., L. Hunter, R.B. Lung, K. Carey, and E. Plunkett (2010). Compendium of Best Practices:  Sharing Local and State Successes in Energy Efficiency and Renewable Energy from the United States.  Renewable Energy and Energy Efficiency Partnership and American Council on Renewable Energy. .  Available at: http://j.mp/Best_Practices_for_EE_and_RE.  77 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   Elliott J., I. Foster, S. Kortum, T. Munson, F.P. Cervantes, and D. Weisbach (2010). Trade and  Carbon Taxes, American Economic Review 100 465–469 pp. (DOI: 10.1257/aer.100.2.465), (ISSN:  0002‐8282).  Ellis J. (2010). The Effects of Fossil‐Fuel Subsidy Reform: A Review of Modelling and Empirical Studies.  International Institute for Sustainable Development, Geneva, Switzerland, 47 pp., (ISBN: 978‐1‐ 894784‐35‐1). .  Ellis K., B. Baker, and K. Lemma (2009). Policies for Low Carbon Growth. Overseas Development  Institute. 69 pp. Available at: http://www.odi.org.uk/resources/details.asp?id=4575&title=policies‐ low‐carbon‐growth.  Enevoldsen M. (2005). The Theory of Environmental Agreements and Taxes: CO2 Policy Performance  in Comparative Perspective. E. Elgar, Northhampton, MA, 320 pp., (ISBN: 1843768801  9781843768807). .  Enevoldsen M.K., A.V. Ryelund, and M.S. Andersen (2007). Decoupling of industrial energy  consumption and CO2‐emissions in energy‐intensive industries in Scandinavia, Energy Economics 29  665–692 pp. . Available at: http://ideas.repec.org/a/eee/eneeco/v29y2007i4p665‐692.html.  Engel K.H. (2009). Whither Subnational Climate Change Initiatives in the Wake of Federal Climate  Legislation?, Publius: The Journal of Federalism 39 432 –454 pp. (DOI: 10.1093/publius/pjp008),  (ISSN: 0048‐5950).  EPA Ethiopia (2011). Climate‐Resilient Green Economy Strategy. Federal Democratic Republic of  Ethiopa. . Available at: http://www.undp‐aap.org/sites/undp‐ aap.org/files/Ethiopia%20CRGE%20Strategy%20Final.pdf.  Fankhauser S., C. Hepburn, and J. Park (2010). Combining multiple climate policy instruments: how  not to do it, Climate Change Economics 01 209–225 pp. (DOI: 10.1142/S2010007810000169), (ISSN:  2010‐0078, 2010‐0086).  Farrell A., and W.M. Hanemann (2009). FIeld Notes on the Political Economy of California Climate  Policy. In: Changing Climates in North American Politics. MIT Press, Cambridge, MA pp.87–109.  Fenhann J., and F. Staun (2010). An analysis of key issues in the Clean Development Mechanism  based on the UNEP Risoe Clean Development Mechanism pipeline, Carbon Management 1 65–77 pp.  (DOI: 10.4155/cmt.10.13), (ISSN: 1758‐3004).  Fielding K.S., B.W. Head, W. Laffan, M. Western, and O. Hoegh‐Guldberg (2012). Australian  politicians’ beliefs about climate change: political partisanship and political ideology, Environmental  Politics 21 712–733 pp. (DOI: 10.1080/09644016.2012.698887), (ISSN: 0964‐4016).  Fischer C. (2011). Market power and output‐based refunding of environmental policy revenues,  Resource and Energy Economics 33 212–230 pp. . Available at:  http://ideas.repec.org/a/eee/resene/v33y2011i1p212‐230.html.  Fischer C., and R. Newell (2004). Environmental and Technology Policies for Climate Mitigation.  Resources For the Future, Washington, D.C. 52 pp. Available at:  http://ideas.repec.org/p/rff/dpaper/dp‐04‐05.html.  Fischer C., and L. Preonas (2010). Combining policies for renewable energy: Is the whole less than  the sum of its parts, International Review of Environmental and Resource Economics 4 51–92 pp. .  78 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   Fisher S. (2012). India and Climate Change: Energy, Equity and Development. In: Feeling the Heat:  The Politics of Climate Policy in Rapidly Industrializing Countries. I. Bailey, H. Compston, (eds.),  Palgrave Macmillan, (ISBN: 9780230374997).  Fisher‐Vanden K., G.H. Jefferson, M. Jingkui, and X. Jianyi (2006). Technology development and  energy productivity in China, Energy Economics 28 690–705 pp. (DOI: 10.1016/j.eneco.2006.05.006),  (ISSN: 0140‐9883).  Flynn C. (2011). Blending Climate Finance through National Climate Funds: A guidebook for the  design and establishment of national funds to achieve climate change priorities. United Nations  Development Programme. . Available at:  http://www.undp.org/content/dam/undp/library/Environment%20and%20Energy/Climate%20Chan ge/Capacity%20Development/Blending_Climate_Finance_Through_National_Climate_Funds.pdf.  Fouquet R. (2010). The Slow Search for Solutions: Lessons from Historical Energy Transitions by  Sector and Service. Basque Centre for Climate Change, Bilbao, Spain. 25 pp. Available at:  http://ideas.repec.org/p/bcc/wpaper/2010‐05.html.  Fouquet R., and P.J.G. Pearson (2006). Seven Centuries of Energy Services: The Price and Use of  Light in the United Kingdom (1300‐2000), Energy Journal 27 139–177 pp. (ISSN: 01956574).  Fowlie M. (2010). Emissions trading, electricity restructuring, and investment in pollution  abatement, The American Economic Review 100 837–869 pp. .  Foxon T.J. (2011). A coevolutionary framework for analysing a transition to a sustainable low carbon  economy, Ecological Economics 70 2258–2267 pp. (DOI: 10.1016/j.ecolecon.2011.07.014), (ISSN:  0921‐8009).  Frenz W. (2007). Bestandsschutz im Emissionshandel. RdE.  Friebe C.A., P. von Flotow, and F.A. Täube (2013). Exploring the link between products and services  in low‐income markets—Evidence from solar home systems, Energy Policy 52 760–769 pp. (DOI:  10.1016/j.enpol.2012.10.038).  Frondel M., N. Ritter, and C.M. Schmidt (2008). Germany’s solar cell promotion: Dark clouds on the  horizon, Energy Policy 36 4198–4204 pp. (DOI: 10.1016/j.enpol.2008.07.026), (ISSN: 0301‐4215).  Frondel M., N. Ritter, C.M. Schmidt, and C. Vance (2010). Economic impacts from the promotion of  renewable energy technologies: The German experience, Energy Policy 38 4048–4056 pp. .  Fullerton D., G. Heutel, and G. Metcalf (2012). Does the Indexing of Government Transfers Make  Carbon Pricing Progressive?, American Journal of Agricultural Economics 94 347–353 pp. . Available  at: http://econpapers.repec.org/article/oupajagec/v_3a94_3ay_3a2012_3ai_3a2_3ap_3a347‐ 353.htm.  G20 Leaders (2009). G20 Leaders’ Statement‐ 2009 Pittsburgh Summit. G20 Information Centre. .  Available at: http://www.canadainternational.gc.ca/g20/summit‐ sommet/g20/declaration_092509.aspx?view=d.  Gabel H.L. (2000). Principles of Environmental and Resource Economics: A Guide for Students and  Decision‐Makers. Edward Elgar Publishing, 820 pp., (ISBN: 9781840643817). .  79 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   Galarraga I., M. Gonzalez‐Eguino, and A. Markandya (2011). The Role of Regional Governments in  Climate Change Policy, Environmental Policy and Governance 21 164–182 pp. (DOI:  10.1002/eet.572), (ISSN: 1756‐9338).  Gallagher K.S., A. Grübler, L. Kuhl, G. Nemet, and C. Wilson (2012). The Energy Technology  Innovation System, Annual Review of Environment & Resources 37 137–162 pp. (DOI:  10.1146/annurev‐environ‐060311‐133915), (ISSN: 15435938).  Gangopadhyay S., B. Ramaswami, and W. Wadhwa (2005). Reducing subsidies on household fuels  in India: how will it affect the poor?, Energy Policy 33 2326–2336 pp. (DOI:  10.1016/j.enpol.2004.04.024).  Garibaldi J.A., H. Winkler, E.L. la Rovere, A. Cadena, R. Palma, J.E. Sanhueza, E. Tyler, and M.  Torres Gunfaus (2013). Comparative analysis of five case studies: commonalities and differences in  approaches to mitigation actions in five developing countries, Climate and Development 1–12 pp.  (DOI: 10.1080/17565529.2013.812031), (ISSN: 1756‐5529).  Garnaut R. (2008). The Garnaut Climate Change Review. Cambridge University Press, Port  Melbourne, Vic., 597 pp., (ISBN: 9780521744447  052174444X). .  Gaveau D.L.A., S. Wich, J. Epting, D. Juhn, M. Kanninen, and N. Leader‐Williams (2009). The future  of forests and orangutans (Pongo abelii) in Sumatra: predicting impacts of oil palm plantations, road  construction, and mechanisms for reducing carbon emissions from deforestation, Environmental  Research Letters 4 034013 pp. (DOI: 10.1088/1748‐9326/4/3/034013), (ISSN: 1748‐9326).  Geels F. (2011). The multi‐level perspective on sustainability transitions: responses to seven  criticisms, Journal of Environmental Innovation & Societal Transitions 1 24–40 pp. (ISSN: 2210‐4224).  GEF (2013). Behind the Numbers: A Closer Look at GEF Achievements. Global Environment Facility,  Washington, D.C., 19 pp., (ISBN: 978‐1‐939339‐85‐0). .  Gerlagh R. (2011). Too Much Oil, CESifo Economic Studies 57 79–102 pp. (DOI:  10.1093/cesifo/ifq004), (ISSN: 1610‐241X, 1612‐7501).  Gillingham K., M.J. Kotchen, D.S. Rapson, and G. Wagner (2013). Energy policy: The rebound effect  is overplayed, Nature 493 475–476 pp. (DOI: 10.1038/493475a), (ISSN: 0028‐0836).  Gillingham K., R. Newell, and K. Palmer (2006). Energy Efficiency Policies: a retrospective  examination, Annual Review of Environment and Resources 31 161–192 pp. (DOI:  10.1146/annurev.energy.31.020105.100157).  Gillingham K., R.G. Newell, and K. Palmer (2009a). Energy efficiency economics and policy, Annual  Review of Resource Economics 1 597–620 pp. (DOI: 10.1146/annurev.resource.102308.124234).  Gillingham K., R.G. Newell, and K. Palmer (2009b). Energy Efficiency Economics and Policy, Annual  Review of Resource Economics 1 597–620 pp. (DOI: 10.1146/annurev.resource.102308.124234).  Glemarec Y. (2011). Catalyzing Climate Finance: A Guidebook on Policy and Financing Options to  Support Green, Low‐Emission and Climate‐Resilient Development. United Nations Development  Programme. . Available at: http://www.climatefinanceoptions.org/cfo/node/261.  Glemarec Y. (2012). Financing off‐grid sustainable energy access for the poor, Energy Policy 47,  Supplement 1 87–93 pp. (DOI: 10.1016/j.enpol.2012.03.032), (ISSN: 0301‐4215).  80 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   Godal O., and B. Holtsmark (2001). Greenhouse gas taxation and the distribution of costs and  benefits: the case of Norway, Energy Policy 29 653–662 pp. (DOI: 10.1016/S0301‐4215(00)00158‐0),  (ISSN: 0301‐4215).  Goel R.K., and M.A. Nelson (1999). The Political Economy of Motor‐Fuel Taxation, The Energy  Journal 20 43–59 pp. .  Gomez‐Echeverri L. (2013). The changing geopolitics of climate change finance, Climate Policy 13  632–648 pp. (DOI: 10.1080/14693062.2013.822690), (ISSN: 1469‐3062).  Goodwin P.B. (1992). A Review of New Demand Elasticities with Special Reference to Short and Long  Run Effects of Price Changes, Journal of Transport Economics and Policy 26 155–169 pp. (DOI:  10.2307/20052977), (ISSN: 0022‐5258).  Goodwin P., J. Dargay, and M. Hanly (2004). Elasticities of Road Traffic and Fuel Consumption with  Respect to Price and Income: A Review, Transport Reviews 24 275–292 pp. (DOI:  10.1080/0144164042000181725), (ISSN: 0144‐1647, 1464‐5327).  Goolsbee A. (1998). Does Government R&D Policy Mainly Benefit Scientists and Engineers?,  American Economic Review 88 298–302 pp. . Available at:  http://econpapers.repec.org/article/aeaaecrev/v_3a88_3ay_3a1998_3ai_3a2_3ap_3a298‐302.htm.  Gore C., and P. Robinson (2009). Local Government Response to Climate Change: our last, best  hope? In: Changing Climates in North American Politics: Institutions, Policymaking, and Multilevel  Governance. H. Selin, S.D. VanDeveer, (eds.), MIT Press, Cambridge, MA pp.338(ISBN:  9780262012997).  Gough C., and S. Shackley (2001). The Respectable Politics of Climate Change: The Epistemic  Communities and NGOs, International Affairs 77 329–346 pp. (DOI: 10.1111/1468‐2346.00195),  (ISSN: 1468‐2346).  Goulder L.H. (2013). Markets for Pollution Allowances: What Are the (New) Lessons?, Journal of  Economic Perspectives 27 87–102 pp. . Available at:  http://ideas.repec.org/a/aea/jecper/v27y2013i1p87‐102.html.  Goulder L.H., and I.W.. Parry (2008). Instrument choice in environmental policy, Review of  Environmental Economics and Policy 2 152–174 pp. .  Goulder L.H., and R.N. Stavins (2011). Challenges from State‐Federal Interactions in US Climate  Change Policy, American Economic Review 101 253–57 pp. (ISSN: 0002‐8282).  Government of Rwanda (2011). Green Growth and Climate Resilience: National Strategy for Climate  Change and Low Carbon Development. Government of Rwanda. . Available at:  http://www.uncsd2012.org/content/documents/364Rwanda‐Green‐Growth‐Strategy‐FINAL.pdf.  Graham D.J., and S. Glaister (2002). The demand for automobile fuel: a survey of elasticities, Journal  of Transport Economics and Policy 1–25 pp. .  Grazi F., and J.C.J.M. van den Bergh (2008). Spatial organization, transport, and climate change:  Comparing instruments of spatial planning and policy, Ecological Economics 67 630–639 pp. (DOI:  10.1016/j.ecolecon.2008.01.014), (ISSN: 0921‐8009).  Greene D.L. (1998). Why CAFE Worked, Energy Policy 26 595–613 pp. .  81 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   Grieshop A.P., J.D. Marshall, and M. Kandlikar (2011). Health and climate benefits of cookstove  replacement options, Energy Policy 39 7530–7542 pp. . Available at:  http://ideas.repec.org/a/eee/enepol/v39y2011i12p7530‐7542.html.  Griffiths A., N. Haigh, and J. Rassias (2007). A Framework for Understanding Institutional  Governance Systems and Climate Change:: The Case of Australia, European Management Journal 25  415–427 pp. (DOI: 10.1016/j.emj.2007.08.001), (ISSN: 0263‐2373).  Grubb M. (2004). Technology Innovation and Climate Change Policy: An Overview of Issues and  Options, Keio Economic Studies 41 103–132 pp. . Available at:  http://koara.lib.keio.ac.jp/xoonips/modules/xoonips/download.php?file_id=28331.  Grubb M., J.C. Hourcade, and K. Neuhoff (2014). Planetary Economics: Energy, Climate Change and  the Three Domains of Sustainable Development. Routledge, 548 pp., (ISBN: 9780415518826   0415518822). .  Gupta E. (2012). Global warming and electricity demand in the rapidly growing city of Delhi: A semi‐ parametric variable coefficient approach, Energy Economics 34 1407–1421 pp. (DOI:  10.1016/j.eneco.2012.04.014), (ISSN: 0140‐9883).  Gupta J., R. Lasage, and T. Stam (2007). National efforts to enhance local climate policy in the  Netherlands, Environmental Sciences 4 171–182 pp. (DOI: 10.1080/15693430701742719), (ISSN:  1569‐3430).  Hackmann H., and A.L. St Clair (2012). Transformative Cornerstones of Social Science Research for  Global Change: Report of the International Social Science Council. International Social Science  Council, Paris. 28 pp. Available at: http://www.igfagcr.org/index.php/bf‐annoucements‐blog/70‐issc‐ transformative‐cornerstones.  Hagem C., B. Holtsmark, and T. Sterner (2012). Mechanism Design for Refunding Emissions  Payment, Statistics Norway Discussion Papers.  Hahn R.W. (1984). Market Power and Transferable Property Rights, The Quarterly Journal of  Economics 99 753–765 pp. (DOI: 10.2307/1883124), (ISSN: 0033‐5533, 1531‐4650).  Hall P.A. (1993). Policy Paradigms, Social Learning, and the State: The Case of Economic  Policymaking in Britain, Comparative Politics 25 275–296 pp. (DOI: 10.2307/422246), (ISSN: 0010‐ 4159).  Hall B.H. (2007). Patents and patent policy, Oxford Review of Economic Policy 23 568–587 pp. .  Hall B.H., and C. Helmers (2010). The Role of Patent Protection in (clean/green) Technology Transfer.  National Bureau of Economic Research. 36 pp.  Hamin E., and N. Gurran (2009). Urban form and climate change: Balancing adaptation and  mitigation in the U.S. and Australia, Habitat International 33 238–245 pp. (ISSN: 01973975).  Hammar H., T. Sterner, and S. Åkerfeldt (2013). Sweden’s CO2 tax and taxation reform experiences.  In: Reducing Inequalities: A Sustainable Development Challenge. R. Genevey, R.K. Pachauri, L.  Tubiana, (eds.), Energy and Resources Institute, (ISBN: 9788179935309).  Hanemann M. (2009). The Role of Emission Trading in Domestic Climate Policy, The Energy Journal  30.  82 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   Happaerts S., S. Schunz, and H. Bruyninckx (2011). Federalism and Intergovernmental Relations: the  multi‐level politics of climate change policy in Belgium. Leuven Centre for Global Governance  Studies. . Available at: https://lirias.kuleuven.be/handle/123456789/297529.  Harrington W., R.D. Morgenstern, and P. Nelson (2000). On the accuracy of regulatory cost  estimates, Journal of Policy Analysis and Management 19 297–322 pp. (DOI: 10.1002/(SICI)1520‐ 6688(200021)19:2<297::AID‐PAM7>3.0.CO;2‐X), (ISSN: 1520‐6688).  Harrison K. (2012). A Tale of Two Taxes: The Fate of Environmental Tax Reform in Canada, Review of  Policy Research 29 383–407 pp. (DOI: 10.1111/j.1541‐1338.2012.00565.x), (ISSN: 1541‐1338).  Harrison K., and L.M. Sundstrom (2010). Global Commons, Domestic Decisions the Comparative  Politics of Climate Change. MIT Press, Cambridge, Mass., 328 pp., (ISBN: 9780262289481   0262289482). .  Hassett K.A., A. Mathur, and G. Metcalf (2009). The Incidence of a U.S. Carbon Tax: A Lifetime and  Regional Analysis, The Energy Journal 30 155–178 pp. (ISSN: 0195‐6574).  Held D., E.‐M. Nag, and C. Roger (2011a). LSE Global Governance Working Paper . The Governance  of Climate Change in China, LSE Global Governance Working Papers.  Held D., E.‐M. Nag, and C. Roger (2011b). The Governance of Climate Change in China.  Held D., C. Roger, and E.‐M. Nag (2013a). A Green Revolution: China’s Governance of Energy and  Climate Change. In: Climate Governance in the Developing World. D. Held, C. Roger, E.‐M. Nag,  (eds.), John Wiley & Sons, Cambridge pp.29–52(ISBN: 9780745678740).  Held D., C. Roger, and E.‐M. Nag (2013b). Editors’ Introduction: Climate Governance in the  Developing World. In: Climate Governance in the Developing World. D. Held, C. Roger, E.‐M. Nag,  (eds.), John Wiley & Sons, Cambridge(ISBN: 9780745678740).  Held, D., C. Roger, and E. Nag (2013). A Green Revolution: China’s Governance of Energy and  Climate Change. In: Climate Governance in the Developing World. D. Held, C. Roger, E. Nag, (eds.),  John Wiley & Sons, pp.29–52(ISBN: 9780745662763).  Helm D. (2010). Government failure, rent‐seeking, and capture: the design of climate change policy,  Oxford Review of Economic Policy 26 182–196 pp. (DOI: 10.1093/oxrep/grq006), (ISSN: 0266‐903X,  1460‐2121).  Henkel J., and E. von Hippel (2005). Welfare Implications of User Innovation, The Journal of  Technology Transfer 30 73–87 pp. . Available at:  http://ideas.repec.org/a/kap/jtecht/v30y2005i2_2p73‐87.html.  Hochstetler K., and E. Viola (2012). Brazil and the politics of climate change: beyond the global  commons, Environmental Politics 21 753–771 pp. (DOI: 10.1080/09644016.2012.698884), (ISSN:  0964‐4016).  Hoel M. (2012). Carbon Taxes and the Green Paradox. In: Climate Change and Common Sense:  Essays in Honour of Tom Schelling. R.W. Hahn, A. Ulph, (eds.), Oxford University Press, (ISBN:  9780199692873).  83 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   Hoel M., and L. Karp (2001). Taxes and quotas for a stock pollutant with multiplicative uncertainty,  Journal of Public Economics 82 91–114 pp. . Available at:  http://ideas.repec.org/a/eee/pubeco/v82y2001i1p91‐114.html.  Hoel M., and L. Karp (2002). Taxes versus quotas for a stock pollutant, Resource and Energy  Economics 24 367–384 pp. . Available at: http://ideas.repec.org/a/eee/resene/v24y2002i4p367‐ 384.html.  Holland S.P., J.E. Hughes, C.R. Knittel, and N.C. Parker (2011). Some Inconvenient Truths About  Climate Change Policy: The Distributional Impacts of Transportation Policies. National Bureau of  Economic Research. . Available at: http://www.nber.org/papers/w17386.  Holmes P., T. Reilly, and J. Rollo (2011). Border carbon adjustments and the potential for  protectionism, Climate Policy 11 883–900 pp. (DOI: 10.3763/cpol.2009.0071), (ISSN: 1469‐3062).  Van den Hove S., M. Le Menestrel, and H.‐C. de Bettignies (2002a). The oil industry and climate  change: strategies and ethical dilemmas, Climate Policy 2 3–18 pp. (DOI: 10.3763/cpol.2002.0202),  (ISSN: 1469‐3062, 1752‐7457).  Van den Hove S., M. Le Menestrel, and H.‐C. de Bettignies (2002b). The Oil Industry and Climate  Change: strategies and ethical dilemmas, Climate Policy 2 3–18 pp. (DOI: 10.1016/S1469‐ 3062(02)00008‐6), (ISSN: 1469‐3062).  Hughes T.P. (1987). The evolution of large technological systems. In: The social construction of  technological systems. MIT Press, Cambridge pp.1–82.  Hunter W.J., and M.A. Nelson (1989). Interest Group Demand for Taxation, Public Choice 62 41–61  pp. (ISSN: 0048‐5829).  IEA (2003). Renewables for Power Generation. Organisation for Economic Co‐Operation and  Development, Paris, (ISBN: 9789264019188). .  IEA (2012). World Energy Outlook 2012. OECD/IEA, Paris, France. 690 pp. Available at:  http://www.worldenergyoutlook.org/publications/weo‐2012/#d.en.26099.  IEA/OECD (2011). World Energy Outlook 2011. IEA, International Energy Agency : OECD, Paris, 696  pp., (ISBN: 9789264124134 9264124136). .  IMF (2013). Energy Subsidy Reform: Lessons and Implications. International Monetary Fund,  Washington, D.C., 68 pp., (ISBN: 1475558112 9781475558111). .  Inman R.P., and D.L. Rubinfeld (1997). Rethinking Federalism, The Journal of Economic Perspectives  11 43–64 pp. (ISSN: 0895‐3309).  IPCC (2007). Climate Change 2007 ‐ Mitigation of Climate Change: Working Group III Contribution to  the Fourth Assessment Report of the IPCC [B. Metz, O.R. Davidson, P.R. Bosch, R. Dave, L.A. Meyer  (eds)]. Cambridge University Press, Cambridge, United Kingdom and New York, NY, USA, 863 pp.,  (ISBN: 9781139468640). .  Irvin R.A., and J. Stansbury (2004). Citizen Participation in Decision Making: Is It Worth the Effort?,  Public Administration Review 64 55–65 pp. (DOI: 10.1111/j.1540‐6210.2004.00346.x), (ISSN: 1540‐ 6210).  84 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   Ismer R., and K. Neuhoff (2007). Border tax adjustment: a feasible way to support stringent  emission trading, European Journal of Law and Economics 24 137–164 pp. (ISSN: 0929‐1261 (print  version)).  Jaccard M. (2012). The Political Acceptability of Carbon Taxes: Lessons from British Columbia. In:  Handbook of research on environmental taxation. J.E. Milne, M.S. Andersen, (eds.), Edward Elgar,  Cheltenham pp.175–191(ISBN: 9781848449978  1848449976  9781781952146  1781952140).  Jacobsen G.D., and M.J. Kotchen (2013). Are Building Codes Effective at Saving Energy? Evidence  from Residential Billing Data in Florida, The Review of Economics and Statistics 95 34–49 pp. .  Available at: http://ideas.repec.org/a/tpr/restat/v95y2013i1p34‐49.html.  Jaffe A.B. (2002). Building Programme Evaluation into the Design of Public Research‐Support  Programmes, Oxford Review of Economic Policy 18 22–34 pp. .  Jaffe A. (2012). Technology Policy and Climate Change, Climate Change Economics (CCE) 03  1250025–1–1250025–15 pp. (ISSN: 2010‐0086).  Jaffe A.B., R.G. Newell, and R.N. Stavins (2005). A tale of two market failures: Technology and  environmental policy, Ecological Economics 54 164–174 pp. . Available at:  http://ideas.repec.org/a/eee/ecolec/v54y2005i2‐3p164‐174.html.  Jaffe A., and K. Palmer (1997). Environmental regulation and innovation: a panel data study, The  review of economics and statistics 10 610–619 pp. .  Jaffe A.B., and R.N. Stavins (1994). The energy‐efficiency gap: What does it mean?, Energy Policy 22  804–810 pp. .  Jagers S.C., and H. Hammar (2009). Environmental taxation for good and for bad: the efficiency and  legitimacy of Sweden’s carbon tax, Environmental Politics 18 218–237 pp. (DOI:  10.1080/09644010802682601), (ISSN: 0964‐4016).  Jakob M., R. Marschinski, and M. Hübler (2013). Between a Rock and a Hard Place: A Trade‐Theory  Analysis of Leakage Under Production‐ and Consumption‐Based Policies, Environmental and  Resource Economics 56 47–72 pp. (DOI: 10.1007/s10640‐013‐9638‐y), (ISSN: 0924‐6460, 1573‐1502).  Jänicke M. (2012). Dynamic governance of clean‐energy markets: how technical innovation could  accelerate climate policies, Journal of Cleaner Production 22 50–59 pp. (DOI:  10.1016/j.jclepro.2011.09.006), (ISSN: 0959‐6526).  Jänicke M., and K. Jacob (2004). Global Environmental Politics . Lead Markets for Environmental  Innovations: A New Role for the Nation State, Global Environmental Politics 4 29–46 pp. (DOI:  Article), (ISSN: 15263800).  Johansson B. (2000). The Carbon Tax in Sweden. In: Innovation and the environment. OECD  Publishing, Paris pp.85–94(ISBN: 9264185747 9789264185746).  Johansson T.B., A. Patwardhan, and L. Gomez‐Echeverri (2012). Global Energy Assessment (GEA).  Cambridge University Press; International Institute for Applied Systems Analysis, Cambridge;  Laxenburg, Austria, 1802 pp., (ISBN: 9781107005198  1107005191  9780521182935  052118293X). .  85 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   Johnstone N., I. Haščič, and D. Popp (2010). Renewable energy policies and technological  innovation: Evidence based on patent counts, Environmental and Resource Economics 45 133–155  pp. .  Jones D., P. Leiby, and I.K. Paik (2004). Oil Price Shocks and the Macroeconomy: What Has Been  Learned Since 1996, The Energy Journal Volume 25 1–32 pp. (ISSN: 0195‐6574).  De Jonghe C., E. Delarue, R. Belmans, and W. D’haeseleer (2009). Interactions between measures  for the support of electricity from renewable energy sources and CO2 mitigation, Energy Policy 37  4743–4752 pp. (DOI: 10.1016/j.enpol.2009.06.033), (ISSN: 0301‐4215).  Joppa L.N., and A. Pfaff (2011). Global protected area impacts, Proceedings. Biological Sciences / The  Royal Society 278 1633–1638 pp. (DOI: 10.1098/rspb.2010.1713), (ISSN: 1471‐2954).  Jotzo F. (2012). Australia’s carbon price, Nature Climate Change 2 475–476 pp. (DOI:  10.1038/nclimate1607), (ISSN: 1758‐678X).  Jotzo F., and R. Betz (2009). Linking the Australian Emissions Trading Scheme. Australian National  University, Environmental Economics Research Hub, Canberra. 28 pp. Available at:  http://ideas.repec.org/p/ags/eerhrr/94814.html.  Jotzo F., P.J. Burke, P.J. Wood, A. Macintosh, and D.I. Stern (2012). Decomposing the 2010 global  carbon dioxide emissions rebound, Nature Climate Change 2 213–214 pp. (DOI:  10.1038/nclimate1450), (ISSN: 1758‐678X).  Jotzo F., and S. Hatfield‐Dodds (2011). Price Floors in Emissions Trading to Reduce Policy Related  Investment Risks: An Australian View. Centre for Climate Economics & Policy, Crawford School of  Public Policy, The Australian National University, Canberra. 19 pp. Available at:  http://ideas.repec.org/p/een/ccepwp/1105.html.  Jung M., M. Vieweg, K. Eisbrenner, N. Hohne, C. Ellermann, S. Schimschar, and C. Beyer (2010).  Nationally Appropriate Mitigation Actions: insights from example development. Ecofys.  Kahn Ribeiro S., and A. de Abreu (2008). Brazilian transport initiatives with GHG reductions as a co‐ benefit, Climate Policy 8 220–240 pp. (DOI: 10.3763/cpol.2007.0431), (ISSN: 1469‐3062).  Kalkuhl M., and O. Edenhofer (2013). Managing the Climate Rent: How Can Regulators Implement  Intertemporally Efficient Mitigation Policies?, Natural Resource Modeling 27 25–60 pp. (DOI:  10.1111/nrm.12018), (ISSN: 1939‐7445).  Kalkuhl M., O. Edenhofer, and K. Lessmann (2013). Renewable energy subsidies: Second‐best policy  or fatal aberration for mitigation?, Resource and Energy Economics 35 217–234 pp. (DOI:  10.1016/j.reseneeco.2013.01.002), (ISSN: 0928‐7655).  Karpas E., and S. Kerr (2011). Preliminary Evidence on Responses to the New Zealand Forestry  Emission Trading Scheme. . Available at:  http://www.motu.org.nz/publications/detail/preliminary_evidence_on_responses_to_the_new_zeal and_forestry_emissions_tra.  Keenan R.J., L. Caripis, A. Foerster, L. Godden, and J. Peel (2012). Science and the governance of  Australia’s climate regime, Nature Climate Change 2 477–478 pp. (DOI: 10.1038/nclimate1608),  (ISSN: 1758‐678X).  86 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   Kennedy C., and J. Corfee‐Morlot (2012). Mobilising Investment in Low Carbon, Climate Resilient  Infrastructure, OECD Environment Working Papers 46 90 pp. (DOI: 10.1787/5k8zm3gxxmnq‐en),  (ISSN: 1997‐0900).  Kerr S., and R.G. Newell (2003). Policy‐Induced Technology Adoption: Evidence from the U.S. Lead  Phasedown, The Journal of Industrial Economics 51 317–343 pp. (DOI: 10.1111/1467‐6451.00203),  (ISSN: 1467‐6451).  Kim H. (2011). System Architecture for Effective Green Finance in Korea, Korea’s Economy 27 (ISSN:  1054‐6944).  Kimura O. (2010). Public R&D and commercialization of energy‐efficient technology: A case study of  Japanese projects, Energy Policy 38 7358–7369 pp. (DOI: 10.1016/j.enpol.2010.08.012), (ISSN: 0301‐ 4215).  Klobasa M., J. Winkler, F. Sensfuß, and M. Ragwitz (2013). Market Integration of Renewable  Electricity Generation ‐ The German Market Premium Model, Energy & Environment 24 127–146 pp.  (DOI: 10.1260/0958‐305X.24.1‐2.127).  Knack S., and A. Rahman (2007). Donor fragmentation and bureaucratic quality in aid recipients,  Journal of Development Economics 83 176–197 pp. (DOI: 10.1016/j.jdeveco.2006.02.002), (ISSN:  03043878).  Knox‐Hayes J. (2012). Negotiating climate legislation: Policy path dependence and coalition  stabilization, Regulation & Governance 6 545–567 pp. (DOI: 10.1111/j.1748‐5991.2012.01138.x),  (ISSN: 1748‐5991).  Kohler‐Koch B., and B. Finke (2007). The Institutional Shaping of EU–Society Relations: A  Contribution to Democracy via Participation?, Journal of Civil Society 3 205–221 pp. (DOI:  10.1080/17448680701775630), (ISSN: 1744‐8689).  Kok M.T.J., and H.C. de Coninck (2007). Widening the scope of policies to address climate change:  directions for mainstreaming, Environmental Science & Policy 10 587–599 pp. (DOI:  10.1016/j.envsci.2007.07.003), (ISSN: 1462‐9011).  Kok M., B. Metz, J. Verhagen, and S. Van Rooijen (2008). Integrating development and climate  policies: national and international benefits, Climate Policy 8 103–118 pp. (DOI:  10.3763/cpol.2007.0436), (ISSN: 14693062, 17527457).  Kolk A., and D. Levy (2002). Winds of Change: Corporate Strategy, Climate Change and Oil  Multinationals. Social Science Research Network, Rochester, NY. . Available at:  http://papers.ssrn.com/abstract=291719.  Kostka G., and W. Hobbs (2012). Local Energy Efficiency Policy Implementation in China: Bridging  the gap between national priorities and local interests, The China Quarterly 211 765–785 pp. (DOI:  10.1017/S0305741012000860).  Kotani K., K. Tanaka, and S. Managi (2011). On fundamental performance of a marketable permits  system in a trader setting: Double auction vs uniform price auction. Tohoku, Japan, 30 pp.  Kousky C., and S.H. Schneider (2003). Global climate policy: will cities lead the way?, Climate Policy  3 359–372 pp. (DOI: 10.1016/j.clipol.2003.08.002), (ISSN: 1469‐3062).  87 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   Krarup S., and C.S. Russell (2005). Environment, Information and Consumer Behaviour. Edward Elgar  Publishing, 328 pp., (ISBN: 9781845420116). .  Kretschmer T. (2008). Splintering and Inertia in Network Industries*, The Journal of Industrial  Economics 56 685–706 pp. (DOI: 10.1111/j.1467‐6451.2008.00359.x), (ISSN: 1467‐6451).  Kruger J. (2007). From SO2 to greenhouse gases: Trends and events shaping future emissions trading  programs in the United States. In: Acid in the Environment: Lessons Learned and Future Prospects.  Springer, Washington, D.C.(ISBN: 9780387375625).  Kumar S., and S. Managi (2010). Sulfur dioxide allowances: Trading and technological progress,  Ecological Economics 69 623–631 pp. . Available at:  http://ideas.repec.org/a/eee/ecolec/v69y2010i3p623‐631.html.  Lachapelle E., C.P. Borick, and B. Rabe (2012). Public Attitudes toward Climate Science and Climate  Policy in Federal Systems: Canada and the United States Compared, Review of Policy Research 29  334–357 pp. (DOI: 10.1111/j.1541‐1338.2012.00563.x), (ISSN: 1541‐1338).  Lachapelle E., and M. Paterson (2013). Drivers of national climate policy, Climate Policy 13 547–571  pp. (DOI: 10.1080/14693062.2013.811333), (ISSN: 1469‐3062).  Lam N.L., Y. Chen, C. Weyant, C. Venkataraman, P. Sadavarte, M.A. Johnson, K.R. Smith, B.T. Brem,  J. Arineitwe, J.E. Ellis, and T.C. Bond (2012). Household Light Makes Global Heat: High Black Carbon  Emissions From Kerosene Wick Lamps, Environmental Science & Technology 46 13531–13538 pp.  (DOI: 10.1021/es302697h), (ISSN: 0013‐936X).  Lange I., and A. Bellas (2005). Technological change for sulfur dioxide scrubbers under market‐based  regulation, Land Economics 81 546 pp. .  Lanjouw J.O., and A. Mody (1996). Innovation and the international diffusion of environmentally  responsive technology, Research Policy 25 549–571 pp. .  Laurent É. (2010). The French Carbon Tax: Autopsy of an Ambition, French Politics, Culture & Society  28 114–122 pp. (DOI: 10.3167/fpcs.2010.280307), (ISSN: 15376370, 15585271).  Leape J. (2006). The London Congestion Charge, Journal of Economic Perspectives 20 157–176 pp.  (DOI: 10.1257/jep.20.4.157), (ISSN: 0895‐3309).  Lecuyer O., and R. Bibas (2011). Combining Climate and Energy Policies: Synergies or Antagonism?  Modeling Interactions with Energy Efficiency Instruments. Fondazione Eni Enrico Mattei. . Available  at: http://ageconsearch.umn.edu/bitstream/120049/2/NDL2011‐098.pdf.  Lehmann P., and E. Gawel (2013). Why should support schemes for renewable electricity  complement the EU emissions trading scheme?, Energy Policy 52 597–607 pp. . Available at:  http://ideas.repec.org/a/eee/enepol/v52y2013icp597‐607.html.  Leland H.E. (1979). Quacks, Lemons, and Licensing: A Theory of Minimum Quality Standards, Journal  of Political Economy 87 1328–1346 pp. (DOI: 10.2307/1833335), (ISSN: 0022‐3808).  Lin B., and X. Li (2011). The effect of carbon tax on per capita CO2 emissions, Energy Policy 39 5137– 5146 pp. (DOI: 10.1016/j.enpol.2011.05.050), (ISSN: 03014215).  88 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   Lindseth G. (2004). The Cities for Climate Protection Campaign(CCPC) and the Framing of Local  Climate Policy, Local Environment 9 325–36 pp. (ISSN: 1354‐9839).  Liski M., and J.‐P. Montero (2011). Market Power in an Exhaustible Resource Market: The Case of  Storable Pollution Permits, The Economic Journal 121 116–144 pp. (DOI: 10.1111/j.1468‐ 0297.2010.02366.x), (ISSN: 1468‐0297).  Lisowski M. (2005). How NGOs Use Their Facilitative Negotiating Power and Bargaining Assets To  Affect International Environmental Negotiations1, Diplomacy & Statecraft 16 361–383 pp. (DOI:  10.1080/09592290590948405), (ISSN: 0959‐2296).  Liu Y., and A. Kokko (2010). Wind power in China: Policy and development challenges, Energy Policy  38 5520–5529 pp. (DOI: 10.1016/j.enpol.2010.04.050), (ISSN: 0301‐4215).  Lohmann L. (2008). Carbon Trading, Climate Justice and the Production of Ignorance: Ten examples,  Development 51 359–365 pp. . Available at: http://ideas.repec.org/a/pal/develp/v51y2008i3p359‐ 365.html.  Lucon O., and J. Goldemberg (2010). São Paulo—The ‘Other’ Brazil: different pathways on climate  change for state and federal governments, The Journal of Environment & Development 19 335–357  pp. (DOI: 10.1177/1070496510378092), (ISSN: 1070‐4965, 1552‐5465).  Lyon T.P., and J.W. Maxwell (2004). Corporate Environmentalism and Public Policy. Cambridge  University Press, Cambridge, UK; New York, 291 pp., (ISBN: 0521819474 9780521819473  0521603765  9780521603768). .  Macintosh A., and L. Waugh (2012). An Introduction to the Carbon Farming Initiative: key principles  and concepts. . Available at: http://ccep.anu.edu.au/data/2012/pdf/wpaper/CCEP1203.pdf.  Macintosh A., D. Wilkinson, and R. Denniss (2010). Climate Change. In: The Rudd Government:  Australian Commonwealth Administration 2007‐2010. C. Aulich, M. Evans, (eds.), ANU‐E Press,  Canberra(ISBN: 9781921862076).  Maclean J., J. Tan, D. Tirpak, and E. Usher (2008). Public Finance Mechanisms to Mobilise  Investment in Climate Change Mitigation. United Nations Environment Programme. 39 pp.  Macneil R. (2012). Alternative climate policy pathways in the US, Climate Policy 1–16 pp. (DOI:  10.1080/14693062.2012.714964), (ISSN: 1469‐3062, 1752‐7457).  Mahoney C. (2008). Brussels Versus the Beltway: Advocacy in the United States and the European  Union. Georgetown University Press, Washington, D.C., 272 pp., (ISBN: 1589012828). .  Markussen P., and G.T. Svendsen (2005). Industry lobbying and the political economy of GHG trade  in the European Union, Energy Policy 33 245–255 pp. (DOI: 10.1016/S0301‐4215(03)00238‐6), (ISSN:  0301‐4215).  Mathy S. (2007). Urban and Rural Policies and the Climate Change Issue: the French experience of  governance, Environmental Sciences 4 . Available at: http://halshs.archives‐ouvertes.fr/halshs‐ 00366296.  Maxwell D., P. Owen, L. McAndrew, K. Muehmel, and A. Neubauer (2011). Addressing the Rebound  Effect: A Report for the European Commission DG Environment. Global View Sustainability Services.  133 pp. Available at: ec.europa.eu/environment/eussd/pdf/rebound_effect_report.pdf.  89 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   Mazmanian D.A., J. Jurewitz, and H. Nelson (2008). California’s Climate Change Policy, The Journal  of Environment & Development 17 401–423 pp. (DOI: 10.1177/1070496508325438).  Mazzucato M. (2013). The Entrepreneurial State: Debunking Public vs. Private Sector Myths. Anthem  Press, 266 pp., (ISBN: 9780857282521  0857282522). .  McCarthy N., L. Lipper, and G. Branca (2011). Climate‐Smart Agriculture: Smallholder Adoption and  Implications for Climate Change Adaptation and Mitigation. Food and Agriculture Organization of  the United Nations, Rome. 25 pp. Available at: http://cgspace.cgiar.org/handle/10568/33461.  McCright A.M., and R.E. Dunlap (2003). Defeating Kyoto: The Conservative Movement’s Impact on  U.S. Climate Change Policy, Social Problems 50 348–373 pp. (DOI: 10.1525/sp.2003.50.3.348), (ISSN:  00377791, 15338533).  Meadowcroft J. (2011). Engaging with the politics of sustainability transitions, Environmental  Innovation and Societal Transitions 1 70–75 pp. (DOI: 10.1016/j.eist.2011.02.003), (ISSN: 2210‐4224).  Mehling M., and D.J. Frenkil (2013). Climate Law in the United States: Facing Structural and  Procedural Limitations. In: Climate Change and the Law. E.J. Hollo, K. Kulovesi, M. Mehling, (eds.),  Springer Netherlands, Dordrecht pp.473–487(ISBN: 978‐94‐007‐5439‐3, 978‐94‐007‐5440‐9).  Metcalf G.E. (2009). Market‐based Policy Options to Control U.S. Greenhouse Gas Emissions, Journal  of Economic Perspectives 23 5–27 pp. (DOI: 10.1257/jep.23.2.5), (ISSN: 0895‐3309).  Metz B. (2010). Controlling Climate Change. Cambridge University Press, Cambridge, 376 pp., (ISBN:  9780521747844). .  Metz B., and M. Kok (2008). Integrating development and climate policies, Climate Policy 8 99–102  pp. (DOI: 10.3763/cpol.2008.0523), (ISSN: 14693062, 17527457).  Meyers S., J.E. McMahon, M. McNeil, and X. Liu (2003). Impacts of U.S. Federal Energy Efficiency  Standards for Residential Appliances, Energy 28 755–67 pp. .  Michaelowa A. (2013). A call to action: but too late, in vain?, Climate Policy 13 408–410 pp. (DOI:  10.1080/14693062.2013.770964), (ISSN: 1469‐3062).  Mitchell C., D. Bauknecht, and P.M. Connor (2006). Effectiveness through risk reduction: a  comparison of the renewable obligation in England and Wales and the feed‐in system in Germany,  Energy Policy 34 297–305 pp. (ISSN: 0301‐4215).  Montero J., Jose Miguel Sanchez, and R. Katz (2002). A Market‐Based Environmental Policy  Experiment in Chile, Journal of Law and Economics 45 267–287 pp. (DOI: 10.1086/jle.2002.45.issue‐ 1), (ISSN: 0022‐2186).  Montgomery W.D. (1972). Markets in licenses and efficient pollution control programs, Journal of  Economic Theory 5 395–418 pp. (ISSN: 0022‐0531).  Morgenstern R.D., and W.A. Pizer (2007). Reality Check: ‘The Nature and Performance of Voluntary  Environmental Programs in the United States, Europe, and Japan’. RFF Press, 204 pp., (ISBN:  1933115378). .  Morgenstern R., W. Pizer, and J.‐S. Shih (2007). Evaluating voluntary U.S. climate programs: the  case of Climate Wise. In: Reality Check: ‘The Nature and Performance of Voluntary Environmental  90 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   Programs in the United States, Europe, and Japan’. R.D. Morgenstern, W.A. Pizer, (eds.), Resources  for the Future, Washington, D.C. pp.118–137(ISBN: 9781933115375).  Da Motta R. (2011a). Climate Change in Brazil : Economic, Social and Regulatory Aspects. Instituto  de Pesquisa Economica Aplicada, Brasilia, 1 pp., (ISBN: 9788578111281 8578111281). .  Da Motta R.S. (2011b). The national policy on climate change: Regulatory and governance aspects.  In: Climate change in Brazil: economic, social and regulatory aspects.Brasilia.  Mowery D. (2011). Federal Policy and the Development of Semiconductors, Computer Hardware,  and Computer Software: A Policy Model for Climate‐Change R&D? In: Accelerating Energy  Innovation: Insights from Multiple Sectors. R. Henderson, R.G. Newell, (eds.), University of Chicago  Press, Chicago pp.159–188.  Muller N.Z., R. Mendelsohn, and W. Nordhaus (2011). Environmental Accounting for Pollution in  the United States Economy, American Economic Review 101 1649–1675 pp. (DOI:  10.1257/aer.101.5.1649), (ISSN: 0002‐8282).  Mytelka L., F. Aguayo, G. Boyle, S. Breukers, G. de Scheemaker, I. Abdel Gelil, R. Kemp, J.  Monkelbaan, C. Rossini, J. Watson, and R. Wolson (2012). Chapter 25‐ Policies for Capacity  Development. In: Global Energy Assessment (GEA). Cambridge University Press ; International  Institute for Applied Systems Analysis, Cambridge; Laxenburg, Austria pp.1745–1802(ISBN:  9781107005198  1107005191  9780521182935  052118293X).  National Greenhouse and Energy Reporting Act 2007 (2007). Available at:  http://www.comlaw.gov.au/Details/C2007A00175.  Nemet G.F. (2009). Demand‐pull, technology‐push, and government‐led incentives for non‐ incremental technical change, Research Policy 38 700–709 pp. . Available at:  http://ideas.repec.org/a/eee/respol/v38y2009i5p700‐709.html.  Nemet G.F. (2013). Technological Change and Climate Change Policy. In: Encyclopedia of Energy,  Natural Resource, and Environmental Economics. Jason Shogren, (ed.), Elsevier, Waltham pp.107– 116(ISBN: 978‐0‐08‐096452‐2).  Neufeldt H., E. Jochem, J. Hinkel, D. Huitma, E. Massey, P. Watkiss, D. McEvoy, T. Rayner, A. Hof,  and K. Lonsdale (2010). Climate policy and inter‐linkages between adaptation and mitigation. In:  Making Climate Change Work for Us: European Perspectives on Adaptation and Mitigation  Strategies. M. Hulme, H. Neufeldt, (eds.), Cambridge University Press, Cambridge pp.3–30. Available  at: http://researchbank.rmit.edu.au/view/rmit:4876.  Newell P. (2008). Civil Society, Corporate Accountability and the Politics of Climate Change, Global  Environmental Politics 8 122–153 pp. (ISSN: 1536‐0091).  Newell R.G. (2010). The role of markets and policies in delivering innovation for climate change  mitigation, Oxford Review of Economic Policy 26 253 –269 pp. (DOI: 10.1093/oxrep/grq009).  Newell R.G., A.B. Jaffe, and R.N. Stavins (1999). The Induced Innovation Hypothesis and Energy‐ Saving Technological Change, Quarterly Journal of Economics 114 941–975 pp. (DOI: i:  10.1162/003355399556188

), (ISSN: 0033‐5533).  91 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   Newell P., and M. Paterson (2010). Climate Capitalism : Global Warming and the Transformation of  the Global Economy. Cambridge University Press, Cambridge; New York, 223 pp., (ISBN:  9780521194853 0521194857 9780521127288  0521127289  9780511789366  051178936X). .  Newell R.G., and W.A. Pizer (2003). Discounting the distant future: how much do uncertain rates  increase valuations?, Journal of Environmental Economics and Management 46 52–71 pp. . Available  at: http://ideas.repec.org/a/eee/jeeman/v46y2003i1p52‐71.html.  Newell R.G., W.A. Pizer, and D. Raimi (2013). Carbon Markets 15 Years after Kyoto: Lessons  Learned, New Challenges, Journal of Economic Perspectives 27 123–146 pp. (DOI:  10.1257/jep.27.1.123), (ISSN: 0895‐3309).  Nishida Y., and Y. Hua (2011). Motivating stakeholders to deliver change: Tokyo’s Cap‐and‐Trade  Program, Building Research & Information 39 518–533 pp. (DOI: 10.1080/09613218.2011.596419),  (ISSN: 0961‐3218, 1466‐4321).  Nordhaus (2007). To Tax or Not to Tax: Alternative Approaches to Slowing Global Warming, Review  of Environmental Economics and Policy 1 26–44 pp. (DOI: 10.1093/reep/rem008).  Nordhaus W.D. (2009). The Economics of an Integrated World Oil Market, International Energy  Workshop 17–19 pp. Venice, Italy . Available at:  http://aida.econ.yale.edu/~nordhaus/homepage/documents/iew_052909.pdf.  North D. (1991). Institutions, Journal of Economic Perspectives 5 97–112 pp. (DOI:  10.1257/jep.5.1.97).  Nye M., and S. Owens (2008). Creating the UK emission trading scheme: motives and symbolic  politics, European Environment 18 1–15 pp. (DOI: 10.1002/eet.468), (ISSN: 1099‐0976).  NZME (2013). The global effort ‐ New Zealand Climate change information. Climate Change  Information, New Zealand. . Available at: http://www.climatechange.govt.nz/reducing‐our‐ emissions/targets.html.  Oates W.E. (1999). An Essay on Fiscal Federalism, Journal of Economic Literature 37 1120–1149 pp.  (ISSN: 0022‐0515).  Oates W.E. (2002). A Reconsideration of Environmental Federalism. In: Recent advances in  environmental economics. Edward Elgar, (ISBN: 1858986117 9781858986111).  Oberheitmann A. (2008). China’s Energy Security Strategy and the Regional Environment: Assessing  the Environmental Impact of China’s Economic Growth and Energy Consumption Applying a Dynamic  Welfare Optimisation Approach. VDM Verlag Dr. Müller, Saarbrücken, 208 pp., (ISBN:  9783639100877  3639100875). .  OECD (2001). Environmentally Related Taxes in OECD Countries. Organisation for Economic Co‐ Operation and Development, Paris, 100 pp., (ISBN: 9789264187313). .  OECD (2005). Bridge over Troubled Waters Linking Climate Change and Development. Organisation  for Economic Co‐Operation and Development, Paris, 153 pp., (ISBN: 9264012753 9789264012752  9789264012769 9264012761). .  OECD (2008). An OECD Framework for Effective and Efficient Environmental Policies. . Available at:  http://www.oecd.org/dataoecd/8/44/40501159.pdf.  92 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   OECD (2013). Taxing Energy Use a Graphical Analysis. Organisation for Economic Co‐Operation and  Development, Paris, 256 pp., (ISBN: 9789264183933  9264183930). .  Oikonomou V., A. Flamos, and S. Grafakos (2010). Is blending of energy and climate policy  instruments always desirable?, Energy Policy 38 4186–4195 pp. . Available at:  http://ideas.repec.org/a/eee/enepol/v38y2010i8p4186‐4195.html.  Oikonomou V., and C. Jepma (2008). A framework on interactions of climate and energy policy  instruments, Mitigation and Adaptation Strategies for Global Change 13 131–156 pp. . Available at:  http://econpapers.repec.org/article/sprmasfgc/v_3a13_3ay_3a2008_3ai_3a2_3ap_3a131‐156.htm.  Okubo Y., and A. Michaelowa (2010). Effectiveness of subsidies for the Clean Development  Mechanism: Past experiences with capacity building in Africa and LDCs, Climate and Development 2  30–49 pp. (DOI: 10.3763/cdev.2010.0032), (ISSN: 1756‐5529).  Ondraczek J. (2013). The sun rises in the east (of Africa): A comparison of the development and  status of solar energy markets in Kenya and Tanzania, Energy Policy (DOI:  10.1016/j.enpol.2013.01.007).  Ostrom E. (2010). Polycentric systems for coping with collective action and global environmental  change, Global Environmental Change 20 550–557 pp. (DOI: 10.1016/j.gloenvcha.2010.07.004),  (ISSN: 0959‐3780).  Oum T.H. (1989). Alternative Demand Models and Their Elasticity Estimates, Journal of Transport  Economics and Policy 23 163–187 pp. (DOI: 10.2307/20052880), (ISSN: 0022‐5258).  Pacala S., and R. Socolow (2004). Stabilization Wedges: Solving the Climate Problem for the Next 50  Years with Current Technologies, Science 305 968–972 pp. (DOI: 10.1126/science.1100103), (ISSN:  0036‐8075, 1095‐9203).  Pachauri S., A. Brew‐Hammond, D.F. Barnes, D.H. Bouille, S. Gitonga, V. Modi, and H. Zerriffi  (2012). Chapter 19: Energy Access for Development. In: Global Energy Assessment (GEA). Cambridge  University Press ; International Institute for Applied Systems Analysis, Cambridge; Laxenburg, Austria  pp.1401–1458(ISBN: 9781107005198  1107005191  9780521182935  052118293X).  Pagdee A., Y. Kim, and P.J. Daugherty (2006). What Makes Community Forest Management  Successful: A Meta‐Study From Community Forests Throughout the World, Society & Natural  Resources 19 33–52 pp. (DOI: 10.1080/08941920500323260), (ISSN: 0894‐1920).  Park W.G., and J.C. Ginarte (1997). Intellectual property rights and economic growth, Contemporary  Economic Policy 15 51–61 pp. .  Parry I. (2004). Are emissions permits regressive?, Journal of Environmental Economics and  Management 47 364–387 pp. (ISSN: 0095‐0696).  Parry I.W.H. (2013). Reforming the Tax System to Promote Environmental Objectives: An Application  to Mauritius. International Monetary Fund. 39 pp. Available at:  http://ideas.repec.org/p/imf/imfwpa/11‐124.html.  Parry I.W.H., M. Walls, and W. Harrington (2007). Automobile Externalities and Policies. Resources  For the Future, Washington, D.C. 37 pp. Available at: http://ideas.repec.org/p/rff/dpaper/dp‐06‐ 26.html.  93 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   Parson E.A., and E.L. Kravitz (2013). Market Instruments for the Sustainability Transition, Annual  Review of Environment and Resources 38 415–440 pp. (DOI: 10.1146/annurev‐environ‐061311‐ 111640).  Partnership for Market Readiness (2011). Design Document. World Bank. . Available at:  https://www.thepmr.org/system/files/documents/PMR%20Design%20Document_May_24_2011.pd f.  Partnership for Market Readiness (2012). PMR Technical Note 2. Domestic Emissions Trading:  Existing and Proposed Schemes. World Bank. . Available at:  https://www.thepmr.org/system/files/documents/PMR_Technical_Note_2_Domestic_ETS.pdf.  Paterson M. (2010). Legitimation and Accumulation in Climate Change Governance, New Political  Economy 15 345–368 pp. (DOI: 10.1080/13563460903288247), (ISSN: 1356‐3467, 1469‐9923).  Paterson M. (2012). Who and what are carbon markets for? Politics and the development of climate  policy, Climate Policy 12 82–97 pp. (DOI: 10.1080/14693062.2011.579259), (ISSN: 1469‐3062).  Pattberg P. (2010). Public‐private partnerships in global climate governance, Wiley Interdisciplinary  Reviews: Climate Change 1 279–287 pp. (DOI: 10.1002/wcc.38), (ISSN: 17577780, 17577799).  Pearce D. (2006). The political economy of an energy tax: The United Kingdom’s Climate Change  Levy, Energy Economics 28 149–158 pp. . Available at:  http://ideas.repec.org/a/eee/eneeco/v28y2006i2p149‐158.html.  Pearce D. (2012). Policy Forum: Designing a Carbon Price Policy: Empirical Uncertainties in Climate  Policy Implementation, Australian Economic Review 45 114–124 pp. (DOI: 10.1111/j.1467‐ 8462.2011.00669.x), (ISSN: 1467‐8462).  Pegels A. (2010). Renewable energy in South Africa: Potentials, barriers and options for support,  Energy Policy 38 4945–4954 pp. (DOI: 10.1016/j.enpol.2010.03.077), (ISSN: 0301‐4215).  Perdan S., and A. Azapagic (2011). Carbon Trading: Current Schemes and Future Developments,  Energy Policy 39 6040–6054 pp. (DOI: 10.1016/j.enpol.2011.07.003), (ISSN: 0301‐4215).  Pezzey J.C.V., S. Mazouz, and F. Jotzo (2010). The Logic Of Collective Action And Australia’s Climate  Policy. Australian Agricultural and Resource Economics Society, Adelaide, Australia. 19 pp. Available  at: http://ideas.repec.org/p/ags/aare10/59577.html.  Pimentel D., R. Lal, and J. Singmaster (2010). Carbon capture by biomass and soil are sound: CO2  burial wastes energy, Environment, Development and Sustainability 12 447–448 pp. (DOI:  10.1007/s10668‐010‐9236‐x), (ISSN: 1387‐585X, 1573‐2975).  Pinkse J., and A. Kolk (2007). Multinational Corporations and Emissions Trading: Strategic Responses  to New Institutional Constraints, European Management Journal 25 441–452 pp. .  Pinkse J., and A. Kolk (2009). International Business and Global Climate Change. Taylor & Francis US,  New York; Oxford, 215 pp., (ISBN: 9780415415521). .  Polinsky M. (1979). Controlling Externalities and Protecting Entitlements: Property Right, Liability  Rule, and Tax‐Subsidy Approaches, The Journal of Legal Studies 8 1–48 pp. (DOI: 10.2307/724046),  (ISSN: 00472530).  94 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   Popp D. (2002). Induced Innovation and Energy Prices, The American Economic Review 92 160–180  pp. .  Popp D. (2003). Pollution control innovations and the Clean Air Act of 1990, Journal of Policy  Analysis and Management 22 641–660 pp. .  Popp D., I. Hascic, and N. Medhi (2010a). Technology and the diffusion of renewable energy, Energy  Economics 33 648–662 pp. .  Popp D., R.G. Newell, and A.B. Jaffe (2010b). Energy, the environment, and technological change.  In: Handbook of the economics of innovation. B. Hall, N. Rosenberg, (eds.), North Holland,  Amsterdam; Boston pp.873–937(ISBN: 2210‐8807).  Posner R. (2010). The Politics of Vertical Diffusion: The States and Climate Change. In: Introduction:  The Challenges of U.S. Climate Governance. Brookings Institution, Washington DC pp.73–99.  Potters J., and R. Sloof (1996). Interest Groups: A survey of empirical models that try to assess their  influence, European Journal of Political Economy 12 403–442 pp. (DOI: 10.1016/S0176‐ 2680(96)00008‐0), (ISSN: 0176‐2680).  Powell W.E., and P.J. DiMaggio (Eds.) (1991). The New Institutionalism in Organizational Analysis.  University of Chicago Press, Chicago, IL, 486 pp., (ISBN: 9780226677095). .  Price L., C. Galitsky, K.J. Kramer, and A. McKane (2008). International Experience with Key Program  Elements of Industrial Energy Efficiency or Greenhouse Gas Emissions Reduction Target‐Setting  Programs. Lawrence Berkeley National Lab, Berkeley, CA, US. 43 pp.  Puppim de Oliveira J.A. (2009). The implementation of climate change related policies at the  subnational level: An analysis of three countries, Habitat International 33 253–259 pp. (DOI:  10.1016/j.habitatint.2008.10.006), (ISSN: 0197‐3975).  Qi Y., L. Ma, H. Zhang, and H. Li (2008). Translating a Global Issue Into Local Priority: China’s Local  Government Response to Climate Change, The Journal of Environment & Development 17 379–400  pp. (DOI: 10.1177/1070496508326123), (ISSN: 1070‐4965, 1552‐5465).  Rabe B.G. (2009). Second‐Generation Climate Policies in the States: Proliferation, Diffusion, and  Regionalization. In: Changing Climates in North American Politics. H. Selin, S.D. Vandeveer, (eds.),  Massachusetts Institute of Technology, pp.67–86.  Rabe B.G. (2010). Greenhouse Governance: Addressing Climate Change in America. In: Introduction:  The Challenges of U.S. Climate Governance. Brookings Institution, Washington DC pp.17.  Rabe B.G., and C.P. Borick (2012). Carbon Taxation and Policy Labeling: Experience from American  States and Canadian Provinces, Review of Policy Research 29 358–382 pp. (DOI: 10.1111/j.1541‐ 1338.2012.00564.x), (ISSN: 1541‐1338).  Radaelli C.M., and V.A. Schmidt (2004). Policy change and discourse in Europe: conceptual and  methodological issues, West European Politics 27 183–210 pp. .  Ragwitz M., and S. Steinhilber (2013). Effectiveness and efficiency of support schemes for electricity  from renewable energy sources, Wiley Interdisciplinary Reviews: Energy and Environment (DOI:  10.1002/wene.85), (ISSN: 2041‐840X).  95 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   Ramey V.A., and D.J. Vine (2010). Oil, Automobiles, and the U.S. Economy: How Much Have Things  Really Changed? National Bureau of Economic Research, Cambridge, Mass, 53 pp. Available at:  http://www.nber.org/pap.  Rausch S., G.E. Metcalf, and J.M. Reilly (2011). Distributional impacts of carbon pricing: A general  equilibrium approach with micro‐data for households, Energy Economics 33 S20–S33 pp. (DOI:  10.1016/j.eneco.2011.07.023), (ISSN: 01409883).  Rausch S., G.E. Metcalf, J.M. Reilly, and S. Paltsev (2010). Distributional Implications of Alternative  U.S. Greenhouse Gas Control Measures, The B.E. Journal of Economic Analysis & Policy 10 45 pp. .  Available at: http://www.degruyter.com.ezproxy.library.tufts.edu/view/j/bejeap.2010.10.issue‐ 2/bejeap.2010.10.2.2537/bejeap.2010.10.2.2537.xml?rskey=XUopMw&result=1&q=rausch.  Ravindranath N.H. (2007). Mitigation and adaptation synergy in forest sector, Mitigation and  Adaptation Strategies for Global Change 12 843–853 pp. (DOI: 10.1007/s11027‐007‐9102‐9), (ISSN:  1381‐2386, 1573‐1596).  Regional Greenhouse Gas Initiative, Inc. (2013). RGGI States Propose Lowering Regional CO2  Emissions Cap 45%, Implementing a More Flexible Cost‐Control Mechanism. . Available at:  http://www.rggi.org/docs/PressReleases/PR130207_ModelRule.pdf.  Republic of South Africa (2011). National Climate Change Response White Paper. Republic of South  Africa. 48 pp. Available at: www.info.gov.za/view/DynamicAction?pageid=632&myID=315325.  Rezessy S., and P. Bertoldi (2011). Voluntary Agreements in the Field of Energy Efficiency and  Emission Reduction: review and analysis of experiences in the European Union, Energy Policy 39  7121–7129 pp. (ISSN: 0301‐4215).  Richerzhagen C., and I. Scholz (2008). China’s capacities for mitigating climate change, World  Development 36 308–324 pp. (DOI: 10.1016/j.worlddev.2007.06.010), (ISSN: 0305750X).  Rimmer M. (2009). The road to Copenhagen: intellectual property and climate change, Journal of  Intellectual Property Law & Practice 4 784–788 pp. .  Rodrik D. (2007). One Economics, Many Recipes: Globalization, Institutions, and Economic Growth.  Princeton University Press, Princeton, 280 pp., (ISBN: 9780691129518 0691129517 9780691141176  0691141177). .  Ronnen U. (1991). Minimum Quality Standards, Fixed Costs, and Competition, The RAND Journal of  Economics 22 490–504 pp. (DOI: 10.2307/2600984), (ISSN: 0741‐6261).  Rootes C. (2011). Denied, deferred, triumphant? Climate change, carbon trading and the Greens in  the Australian federal election of 21 August 2010, Environmental Politics 20 410–417 pp. (DOI:  10.1080/09644016.2011.573363), (ISSN: 0964‐4016).  La Rovere E.L. (2011). Mitigation Actions in Developing Countries: Case Study for Brazil.  CENTROCLIMA/PPE/COPPE/UFRJ, RIo de Janeiro.  La Rovere E.L., A.S. Pereira, and A.F. Simoes (2011). Biofuels and Sustainable Energy Development  in Brazil, World Development 39 1026–1036 pp. .  96 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   Rowlands I.H. (2000). Beauty and the beast? BP’s and Exxon’s positions on global climate change,  Environment and Planning C: Government and Policy 18 339–354 pp. (DOI: 10.1068/c9752), (ISSN:  0263‐774X, 1472‐3425).  Sarasini S. (2013). Institutional work and climate change: Corporate political action in the Swedish  electricity industry, Energy Policy 56 480–489 pp. (DOI: 10.1016/j.enpol.2013.01.010), (ISSN: 0301‐ 4215).  Sartor O., and N. Berghmans (2011). Carbon Price Flaw? The impact of the UK’s CO2 price support  on the EU ETS, Climate Brief n. 6 9 pp. . Available at: http://www.cdcclimat.com/Climate‐Brief‐no6‐ Carbon‐Price.html?lang=en.  Schmalensee R. (2012). Evaluating Policies to Increase Electricity Generation from Renewable  Energy, Review of Environmental Economics and Policy 6 45–64 pp. (DOI: 10.1093/reep/rer020),  (ISSN: 1750‐6816, 1750‐6824).  Schmalensee R., and R.N. Stavins (2013). The SO2 Allowance Trading System: The Ironic History of a  Grand Policy Experiment, The Journal of Economic Perspectives 27 103–121 pp. (DOI:  10.1257/jep.27.1.103).  Schmidt T.S., R. Born, and M. Schneider (2012). Assessing the costs of photovoltaic and wind power  in six developing countries, Nature Climate Change 2 548–553 pp. (DOI: 10.1038/nclimate1490),  (ISSN: 1758‐678X).  Schmitt C.B., N.D. Burgess, L. Coad, A. Belokurov, C. Besançon, L. Boisrobert, A. Campbell, L. Fish,  D. Gliddon, K. Humphries, V. Kapos, C. Loucks, I. Lysenko, L. Miles, C. Mills, S. Minnemeyer, T.  Pistorius, C. Ravilious, M. Steininger, and G. Winkel (2009). Global analysis of the protection status  of the world’s forests, Biological Conservation 142 2122–2130 pp. (DOI:  10.1016/j.biocon.2009.04.012), (ISSN: 00063207).  Schneider S.H., and L.H. Goulder (1997). Achieving Low‐Cost Emissions Targets, Nature 389 13–14  pp.   Schreurs M.A. (2008). From the Bottom Up: Local and Subnational Climate Change Politics, The  Journal of Environment & Development 17 343–355 pp. (DOI: 10.1177/1070496508326432), (ISSN:  1070‐4965, 1552‐5465).  Shobe W., and D. Burtraw (2012). Rethinking Environmental Federalism in a Warming World. Center  for Economic and Policy Studies. . Available at: http://ideas.repec.org/p/vac/wpaper/wp12‐01.html.  Sims R., P. Mercado, W. Krewitt, G. Bhuyan, D. Flynn, H. Holttinen, G. Jannuzzi, S. Khennas, Y. Liu,  L.J. Nilsson, J. Ogden, K. Ogimoto, M. O’Malley, H. Outhred, O. Ulleberg, and F. van Hulle (2012).  Integration of Renewable energy into Present and Future Energy Systems. In: IPCC Special Report on  Renewable Energy Sources and Climate Change Mitigation [O. Edenhofer, R. Pichs‐Madruga, Y.  Sokona, K. Seyboth, P. Matschoss, S. Kadner, T. Zwickel, P. Eickemeier, G. Hansen, S. Schlömer, C. von  Stechow (eds)]. Cambridge University Press, Cambridge, UK; New York, NY, USA pp.609–706.  Sinn H.‐W. (2008). Public policies against global warming: a supply side approach, International Tax  and Public Finance 15 360–394 pp. . Available at:  http://ideas.repec.org/a/kap/itaxpf/v15y2008i4p360‐394.html.  Sinn H.‐W. (2012). Green Paradox. MIT Press, Cambridge, MA, 288 pp., (ISBN: 0262016680). .  97 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   Skjærseth J.B., G. Bang, and M.A. Schreurs (2013). Explaining Growing Climate Policy Differences  Between the European Union and the United States, Global Environmental Politics 61–80 pp. (DOI:  10.1162/GLEP_a_00198), (ISSN: 1526‐3800).  Skjærseth J.B., and T. Skodvin (2001). Climate Change and the Oil Industry: Common Problems,  Different Strategies, Global Environmental Politics 1 43–64 pp. (DOI:  10.1162/152638001317146363), (ISSN: 1526‐3800).  Skjærseth J.B., and J. Wettestad (2008). EU Emissions Trading: Initiation, Decision‐Making and  Implementation. Ashgate Publishing, Ltd., Burlington, VT, USA; London, UK, 240 pp., (ISBN:  9780754686408). .  Skjærseth J.B., and J. Wettestad (2009). The Origin, Evolution and Consequences of the EU  Emissions Trading System, Global Environmental Politics 9 101–122 pp. (DOI:  10.1162/glep.2009.9.2.101), (ISSN: 1526‐3800).  Skodvin T., A.T. Gullberg, and S. Aakre (2010). Target‐group influence and political feasibility: the  case of climate policy design in Europe, Journal of European Public Policy 17 854–873 pp. (DOI:  10.1080/13501763.2010.486991), (ISSN: 1350‐1763).  Skoufias E. (2012). The Poverty and Welfare Impacts of Climate Change: Quantifying the Effects,  Identifying the Adaptation Strategies. World Bank, Washington D.C., 128 pp., (ISBN: 9780821396117   0821396110  9780821396124 0821396129). .  Smallridge D., B. Buchner, C. Trabacchi, M. Netto, J.‐J. Gomes Lorenzo, and L. Serra (2013). The  Role of National Development Banks in Catalyzing International Climate Finance. Inter‐American  Development Bank. . Available at: http://www.iadb.org/en/publications/publication‐ detail,7101.html?id=67857.  Smith J.B., T. Dickinson, J.D.B. Donahue, I. Burton, E. Haites, R.J.T. Klein, and A. Patwardhan  (2011). Development and climate change adaptation funding: coordination and integration, Climate  Policy 11 987–1000 pp. (DOI: 10.1080/14693062.2011.582385), (ISSN: 1469‐3062).  Smith P., and J.E. Olesen (2010). Synergies Between the Mitigation of, and Adaptation to, Climate  Change in Agriculture, The Journal of Agricultural Science 148 543–552 pp. (DOI:  10.1017/S0021859610000341).  Social Learning Group (2001). Learning to Manage Global Environmental Risks. 2. A Functional  Analysis of Social Responses to Climate Change, Ozone Depletion, and Acid Rain. MIT Press,  Cambridge, MA, 258 pp., (ISBN: 9780262692397). .  Somanathan E., R. Prabhakar, and B.S. Mehta (2009). Decentralization for cost‐effective  conservation, Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America 106  4143–4147 pp. (DOI: 10.1073/pnas.0810049106), (ISSN: 0027‐8424).  Sorrell S. (2009). Jevons’ Paradox revisited: The evidence for backfire from improved energy  efficiency, Energy Policy 37 1456–1469 pp. (DOI: 10.1016/j.enpol.2008.12.003), (ISSN: 0301‐4215).  Sorrell S., J. Dimitropoulos, and M. Sommerville (2009). Empirical estimates of the direct rebound  effect: A review, Energy Policy 37 1356–1371 pp. (DOI: 10.1016/j.enpol.2008.11.026), (ISSN:  03014215).  98 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   Sovacool B.K. (2011a). An International Comparison of Four Polycentric Approaches to Climate and  Energy Governance, Energy Policy 39 3832–3844 pp. (ISSN: 0301‐4215).  Sovacool B.K. (2011b). An international comparison of four polycentric approaches to climate and  energy governance, Energy Policy 39 3832–3844 pp. (ISSN: 0301‐4215).  Stallworthy M. (2009). Legislating Against Climate Change: A UK Perspective on a Sisyphean  Challenge, The Modern Law Review 72 412–436 pp. (DOI: 10.1111/j.1468‐2230.2009.00752.x), (ISSN:  1468‐2230).  Stavins R.N. (2003). Experience with Market‐Based Environmental Policy Instruments. Elsevier. 355– 435 pp. Available at: http://ideas.repec.org/h/eee/envchp/1‐09.html.  Steinmo S., K. Thelen, and F. Longstreth (Eds.) (1992). Structuring Politics: Historical Institutionalism  in Comparative Analysis. Cambridge University Press, Cambridge, UK; New York, 272 pp., (ISBN:  9780521428309). .  Stenqvist C., and L.J. Nilsson (2012). Energy efficiency in energy‐intensive industries—an evaluation  of the Swedish voluntary agreement PFE, Energy Efficiency 5 225–241 pp. (DOI: 10.1007/s12053‐ 011‐9131‐9), (ISSN: 1570‐646X, 1570‐6478).  Sterk W. (2010). Nationally Appropriate Mitigation Actions: definitions, issues, and options.  Wuppertal Institute for Climate, Environment and Energy.  Sterner T. (2007). Fuel taxes: An important instrument for climate policy, Energy Policy 35 3194– 3202 pp. .  Sterner T. (2012). Distributional effects of taxing transport fuel, Energy Policy 41 75–83 pp. (DOI:  10.1016/j.enpol.2010.03.012), (ISSN: 0301‐4215).  Sterner T., and J. Coria (2012). Policy Instruments for Environmental and Natural Resource  Management. RFF Press, Washington, D.C., 528 pp., (ISBN: 9781617260971  1617260975   9781617260988  1617260983). .  Sterner T., M. Damon, G. Kohlin, and M. Visser (2012). Capacity Building to Deal With Climate  Challenges Today and in the Future, The Journal of Environment & Development 21 71–75 pp. (DOI:  10.1177/1070496511435672), (ISSN: 1070‐4965, 1552‐5465).  Sterner T., and B. Turnheim (2009). Innovation and diffusion of environmental technology:  Industrial NOx abatement in Sweden under refunded emission payments, Ecological Economics 68  2996–3006 pp. (DOI: 10.1016/j.ecolecon.2009.06.028), (ISSN: 09218009).  Stewart R., R. Biesbroek, S. Binnerup, T.R. Carter, C. Cowan, T. Henrichs, S. Loquen, H. Mela, M.  Morecroft, M. Reese, and D. Rey (2009). Europe Adapts to Climate Change: Comparing National  Adaptation Strategies. Partnership for European Environmental Research, Helsinki, 280 pp., (ISBN:  978‐952‐11‐3450‐0). .  Sturm B. (2008). Market Power in Emissions Trading Markets Ruled by a Multiple Unit Double  Auction: Further Experimental Evidence, Environmental and Resource Economics 40 467–487 pp.  (DOI: 10.1007/s10640‐007‐9165‐9).  99 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   Sugino M., and T. Arimura (2011). The effects of voluntary action plans on energy‐saving  investment: an empirical study of the Japanese manufacturing sector, Environmental Economics and  Policy Studies 13 237–257 pp. (DOI: 10.1007/s10018‐011‐0015‐1), (ISSN: 1432‐847X).  Sumner J., L. Bird, and H. Dobos (2011). Carbon Taxes: a review of experience and policy design  considerations, Climate Policy 11 922–943 pp. (DOI: 10.3763/cpol.2010.0093), (ISSN: 14693062,  17527457).  Szarka J. (2013). From Climate Advocacy to Public Engagement: An Exploration of the Roles of  Environmental Non‐Governmental Organisations, Climate 1 12–27 pp. (DOI: 10.3390/cli1010012),  (ISSN: 2225‐1154).  Tanikawa H. (2004). Incentive Schemes for Japanese Companies’ Voluntary Environmental Initiatives  — Empirical Analysis Based on Case Studies and Questionnaires (Japanese). Research Institute of  Economy, Trade and Industry (RIETI). 55 pp. Available at:  http://ideas.repec.org/p/eti/rdpsjp/04030.html.  Teng F., and A. Gu (2007). Climate Change: national and local policy opportunities in China,  Environmental Sciences 4 183–194 pp. (DOI: 10.1080/15693430701742735), (ISSN: 1569‐3430).  Thomson R., and P. Jensen (2013). The Effects of Government Subsidies on Business R&d  Employment: Evidence from Oecd Countries, National Tax Journal 66 281–309 pp. (ISSN: 00280283).  Thornton N. (2010). Realising Development Effectiveness: Making the Most of Climate Change  Finance in Asia and the Pacific. Capacity Development for Development Effectiveness Facility. .  Available at: www.agulhas.co.uk/cms_files/14/942_Report_lowres_091110.pdf.  Tietenberg T.H. (2006). Emissions Trading: Principles And Practice 2nd Edition. Resources for the  Future, Washington, D.C., 247 pp., (ISBN: 9781933115306). .  Van Tilburg X., L. Wurtenberger, H. Coninck, and S. Bakker (2011). Paving the Way for Low‐Carbon  Development Strategies. Energy Research Centre of the Netherlands.  Tinbergen J. (1970). On the Theory of Economic Policy. Elsevier Science & Technology, 84 pp., (ISBN:  0720431301). .  Tsang S., and A. Kolk (2010a). The Evolution of Chinese Policies and Governance Structures on  Environment, Energy and Climate, Environmental Policy and Governance 20 180–196 pp. .  Tsang S., and A. Kolk (2010b). The Evolution of Chinese Policies and Governance Structures on  Environment, Energy and Climate, Environmental Policy and Governance 20 180–196 pp. (DOI:  10.1002/eet.540), (ISSN: 1756‐9338).  Tyler E. (2010). Aligning South African energy and climate change mitigation policy, Climate Policy 10  575–588 pp. (DOI: 10.3763/cpol.2010.0094), (ISSN: 14693062, 17527457).  U.K. (2008). Climate Change Act 2008. . Available at:  http://www.legislation.gov.uk/ukpga/2008/27/contents.  U.S. National Research Council (2001). Energy Research at DOE: Was It Worth It? Energy Efficiency  and Fossil Energy Research 1978 to 2000. National Academy Press, Washington  D.C., 224 pp.  Available at: http://www.nap.edu/openbook.php?isbn=0309074487.  100 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   Uchiyama Y., T. Aoyagi, K. Asade, M. Mashita, R. Matsuhashi, and K. Yoshiokoa (2012). Keidanren  Voluntary Action Plan Evaluation Report Fiscal 2011. Evaluation Commitee for the Voluntary Action  Plan on the Environment. . Available at: www.keidanren.or.jp/policy/2012/029.pdf.  UNFCCC (2001). Report of the Conference of the Parties on Its Seventh Session. United Nations  Framework on Climate Change, Marrakesh. 69 pp. Available at:  unfccc.int/resource/docs/cop7/13a01.pdf.  UNFCCC (2007). Bali Action Plan. Decision 1/CP.13. United Nations Framework on Climate Change.  UNFCCC (2011). Outcome of the work of the Ad Hoc Working Group on Long‐term Cooperative  Action under the Convention (2/CP.17). United Nations Framework on Climate Change.  UNFCCC (2012). Benefits of the Clean Development Mechanism. United Nations Framework on  Climate Change. . Available at: http://cdm.unfccc.int/about/dev_ben/index.html.  United Nations (1992). Report of the United Nations Conference on Environment and Development.  United Nations, Rio de Janeiro. . Available at: www.un.org/documents/ga/conf151/aconf15126‐ 1annex1.htm.  United Nations (2002). Report of the World Summit on Sustainable Development. United Nations. 62  pp. Available at: http://library.arcticportal.org/1679/.  Unruh G.C. (2000). Understanding Carbon Lock‐In, Energy Policy 28 817–830 pp. . Available at:  http://ideas.repec.org/a/eee/enepol/v28y2000i12p817‐830.html.  US EPA (2013). Voluntary Energy and Climate Programs. . Available at:  http://www.epa.gov/climatechange/EPAactivities/voluntaryprograms.html.  Vanderschuren M., T.E. Lane, and W. Korver (2010). Managing energy demand through transport  policy: What can South Africa learn from Europe?, Energy Policy 38 826–831 pp. (DOI:  10.1016/j.enpol.2009.10.029), (ISSN: 0301‐4215).  Viola E., and M. Franchini (2012). Public Awareness, Social Transformations and Emissions  Reductions. In: Feeling the Heat: The Politics of Climate Policy in Rapidly Industrializing Countries. I.  Bailey, H. Compston, (eds.), Palgrave Macmillan, pp.175–204(ISBN: 9780230280403).  Wakabayashi M. (2013). Voluntary business activities to mitigate climate change: Case studies in  Japan, Energy Policy (DOI: 10.1016/j.enpol.2013.08.027), (ISSN: 0301‐4215).  Walker W. (2000). Entrapment in large technology systems: institutional commitment and power  relations, Research Policy 29 833–846 pp. (DOI: 10.1016/S0048‐7333(00)00108‐6), (ISSN: 0048‐ 7333).  Wapner P. (1995). Politics beyond the State Environmental Activism and World Civic Politics, World  Politics 47 311–340 pp. (DOI: 10.1017/S0043887100016415).  Weidner H., and L. Mez (2008). German Climate Change Policy, The Journal of Environment &  Development 17 356–378 pp. (DOI: 10.1177/1070496508325910).  Weitzman M.L. (1974). Prices vs. Quantities, The Review of Economic Studies 41 477 pp. (DOI:  10.2307/2296698), (ISSN: 00346527).  101 of 102   Final Draft  Chapter 15  IPCC WGIII AR5   Wilson C., A. Grubler, K.S. Gallagher, and G.F. Nemet (2012). Marginalization of end‐use  technologies in energy innovation for climate protection, Nature Climate Change 2 780–788 pp.  (DOI: 10.1038/nclimate1576), (ISSN: 1758‐678X).  World Trade Organization (1994). Marrakesh Agreement Establishing the World Trade Organization.  World Trade Organization, Geneva.  Yamaguchi M. (2012). Climate Change Mitigation: A Balanced Approach to Climate Change (Lecture  Notes in Energy). Springer, 288 pp., (ISBN: 1447142276). .  Young O.R. (2002). The Institutional Dimensions of Environmental Change: Fit, Interplay, and Scale.  MIT Press, Cambridge, MA, 237 pp., (ISBN: 0262740249). .  Younger S.D., D.E. Sahn, S. Haggblade, and P.A. Dorosh (1999). Tax Incidence in Madagascar: An  Analysis Using Household Data, The World Bank Economic Review 13 303–331 pp. (DOI:  10.1093/wber/13.2.303), (ISSN: 0258‐6770, 1564‐698X).  Yuan C., S. Liu, Z. Fang, and J. Wu (2009). Research on the energy‐saving effect of energy policies in  China: 1982–2006, Energy Policy 37 2475–2480 pp. (DOI: 10.1016/j.enpol.2009.03.010), (ISSN: 0301‐ 4215).  Zingel J. (2011). Climate Change Financing and Aid Effectiveness: South African Country Analysis.  Organisation for Economic Co‐Operation and Development, Development Assistance Committee and  African Development Bank. . Available at: www.oecd.org/dataoecd/23/10/48458419.pdf.    102 of 102