Rapport fra underudvalget om produktion, økonomi og beskæftigelse

3. Principielle overvejelser vedrørende regulering af jordbrugets pesticidforbrug

3.1 Indledning
3.2 Prioritering og målsætning
3.2.1 Den politiske målsætning
3.2.2 Værdisætning af pesticid-eksternaliteter
3.2.3 Forsigtighedsprincippet
3.2.4 Vurdering
3.3 Regulering af pesticidanvendelsen
3.3.1 Reguleringsgrundlaget
3.3.2 Reguleringsinstrumenter
3.3.3 Vurdering

3.1 Indledning

Usikkerhed om effekten for sundhed og miljø

Anvendelse af pesticider har skabt grundlag for øget produktivitet og stigende udbytte i jordbruget. Der er således en klar økonomisk interesse i at udnytte de muligheder, anvendelse af pesticider giver. Brugen af pesticider giver imidlertid i stigende grad anledning til bekymring med hensyn til deres effekt på miljøet. Det gælder både sundhedsskadelige virkninger som følge af forurening af grundvand og produkter og pesticidernes påvirkning af fauna og flora. Vurdering af fordele og ulemper ved jordbrugets pesticidanvendelse må derfor ske i en overordnet samfundsmæssig ramme, hvor risikoen for miljø- og sundhedsmæssige virkninger vægtes mod økonomiske hensyn.

Ensidig dansk regulering med adgang til import af konventionelle produkter

Ved vurdering af disse forhold må der tages stilling til, om problemerne er grænseoverskridende, eller der er tale om et rent nationalt anliggende. Det gælder for så vidt både økonomiske vurderinger, hvor Danmark som medlem af EU er underlagt den fælles landbrugspolitik, og valg af instrumenter på miljøområdet. I tilfælde af grænseoverskridende forurening vil problemerne typisk kun kunne løses effektivt, såfremt de berørte lande koordinerer deres indsats. Det skal også tages i betragtning, at mulighederne for miljøregulering er underkastet internationale aftaler (WTO og EU), som ikke tillader særbehandling af importerede produkter, ligesom krav til produktionsstandarder (måden, produkterne produceres på) kun er tilladt, når det retter sig mod egen produktion. De foreliggende analyser tager udgangspunkt i en ensidig dansk regulering af pesticidforbruget, hvor det forudsættes, at danske forbrugere og producenter har adgang til køb af udenlandske konventionelle produkter og produktionsmidler.

I det følgende tages spørgsmålet om prioritering mellem økonomiske hensyn og miljø op i relation til fastlæggelse af politiske mål for pesticidanvendelsen. Der redegøres for problemerne omkring fastlæggelse af relevante politiske mål, og værdisættelse af miljøgoder diskuteres som led i afvejning mellem økonomiske og miljømæssige hensyn. I relation hertil behandles også spørgsmålene om risiko og usikkerhed, forsigtighedsprincippet samt irreversibilitet som led i planlægningen af politikken. Sidst i kapitlet tages regulering af pesticidanvendelsen op, og valg af styringsmidler i politikken diskuteres.

3.2 Prioritering og målsætning

Overordnet vurdering af økonomiske og miljømæssige virkninger

Eksternaliteter for landmanden …

Regulering af jordbrugets pesticidanvendelse bør som nævnt bygge på en overordnet vurdering af de økonomiske og miljømæssige virkninger af brugen af pesticider. Behovet for regulering er affødt af, at brugeren i sin planlægning af produktionen ikke umiddelbart kan forventes at tage hensyn til produktionens påvirkning af det omgivende miljø. Det skyldes, at miljøpåvirkningen ikke - eller kun i begrænset omfang - reflekteres i brugerens produktionsomkostninger. Sagt på anden måde: Miljøskaden er en eksternalitet for producenten. Der mangler således et økonomisk incitament for brugeren til at begrænse skadevirkningen på miljøet, selv om han naturligvis i lighed med andre befolkningsgrupper kan have en personlig interesse i at bevare et rent miljø.

… reguleres gennem politiske restriktioner

En mulig løsningen på problemet er at lade producenten få del i de omkostninger, produktionen påfører andre befolkningsgrupper i form af skader på miljøet, således at han gennem en økonomisk tilrettelæggelse af produktionen selv sikrer, at der tages hensyn til skader på miljøet. En sådan løsning kræver det offentliges mellemkomst i form af udformning af politiske restriktioner på forureningen. Det klassiske eksempel er anvendelse af miljøafgifter (eller kvoter), som sikrer, at forureningen ikke overskrider et samfundsmæssigt acceptabelt niveau.

Ekstreme prioriteringer sjældent optimale

Udgangspunktet for en sådan regulering er, at den velfærdsmæssige gevinst ved et forbedret miljø varierer med forureningsgraden: Jo stærkere forurening, des højere værdi tillægges et forbedret miljø. Omvendt er det som regel forholdsvis billigt at reducere forureningen ved et højt forureningsniveau, mens det er uforholdsmæssigt dyrt at fjerne den sidste enhed forurening. Det er derfor sjældent optimalt at vælge ekstreme prioriteringer, såsom at forbyde forureningen helt eller ensidigt at maksimere det privatøkonomiske udbytte uden hensyntagen til miljø- og sundhedsmæssige virkninger. Det samfundsmæssigt [3] optimale forureningsniveau er defineret ved, at velfærdstabet for producenten ved en yderligere begrænsning af forureningen netop opvejes af velfærdsgevinsten for andre befolkningsgrupper. Heri ligger også, at det normalt vil være rimeligt ud fra et samfundsmæssigt synspunkt at tillade en vis forurening.

Hensyn til fremtidige generationers præferencer

Fremgangsmåden kompliceres af, at pesticidernes miljøvirkninger kan være irreversible, således at det i mere udpræget grad bliver nødvendigt også at tage hensyn til fremtidige generationers præferencer ved fastlæggelse af den optimale belastning. Manglende eksakt viden om pesticidernes miljøvirkninger på lang sigt (økosystemer, arveanlæg, allergier etc.) vanskeliggør den ideelle miljøøkonomiske tilgang.

Dette rejser en række spørgsmål med hensyn til formuleringen af målet for begrænsning af forureningen:

• Den aktuelle politiske målsætning er bundet op på begrænsning af forbruget af pesticider, men i virkeligheden er det risikoen for skadevirkning på miljø og sundhed, som ønskes begrænset. Er det muligt at definere et mål for miljøbelastningen som afspejler pesticidernes forventede miljø- og sundhedsmæssige virkninger, og som samtidig tilfredsstiller kravene til en effektiv styring af jordbrugets pesticidanvendelse?
   
• Miljøvirkningen af jordbrugets pesticidforbrug varierer med de naturgivne vilkår. I miljøfølsomme områder kan selv et lille tab af pesticider til naturen få alvorlige følger, mens andre områder er mindre følsomme. Det samme gælder i betydelig udstrækning også for effekterne på flora og fauna. Skadens omfang varierer tillige med midlernes karakter og de objekter, behandlingen er rettet imod. Hvorledes håndteres disse forhold i planlægning af politikken?
   
• Fastlæggelse af en samfundsmæssig optimal miljøstrategi forudsætter, at det er muligt at sammenligne økonomiske og ikke økonomiske størrelser. Velfærdstabet ved begrænsning af produktionen kan med tilnærmelse udtrykkes ved det økonomiske tab for samfundet, mens miljøgevinsten vil være udtrykt ved bedre folkesundhed, bedre miljø eller en mere attraktiv natur, som det er vanskeligt at sætte kroner og øre på. Er værdisættelse af miljøgoder en farbar vej for fastlæggelse af miljøpolitiske strategier, og hvorledes håndteres dette i praksis?
   
• I mange tilfælde kendes de sundhedsmæssige skadevirkninger af pestidforbruget ikke, og ofte vil der være en betydelig tidsforskel mellem anvendelse af pesticider og skadevirkninger for miljø og sundhed. Hvorledes håndteres risiko og usikkerhed i forbindelse med vurdering af miljøskader? Er anvendelsen af forsigtighedsprincippet i den politiske planlægning, hvor usikkerheden kommer skadelidte til gode, forenelig med en samfundsmæssig optimal løsning?

I det følgende tages disse spørgsmål op i relation til formulering af en samfundsmæssig optimal politik på området.

3.2.1 Den politiske målsætning

Den politiske målsætning inddrager sundhed og miljø

Brugen af pesticider kan som nævnt give anledning til en række uønskede effekter for den menneskelige sundhed og for det omgivende miljø. Pesticider kan akkumuleres i jord og vand og kan skade flora og fauna. Pesticidanvendelsen indebærer også en risko for den menneskelige sundhed, enten gennem akut forgiftning, hvor en person fx bliver udsat for store doser (påfyldning af sprøjteudstyr), eller ved mere langsigtede virkninger, hvor personer bliver eksponeret for små doser over en længere periode (pesticidrester i fødevarer eller drikkevand).

Videnskabelige beviser mangler, …

Ifølge Arbejdstilsynet (1986) har der kun været registreret få akutte tilfælde af forgiftning med pesticider, og Christensen & Schou (1998) har ved gennemgang af litteraturen ikke fundet videnskabelige beviser for sammenhæng mellem den generelle sundshedstilstand og forekomsten af pesticider i danske fødevarer eller drikkevand. Derimod er der eksempler på forhøjet kræft-risiko hos arbejdere i den kemiske fremstillingsindustri, ligesom der er observeret skader på flora og fauna af pesticidanvendelsen (Christensen & Schou, op. cit. s. 12). Der henvises i øvrigt til rapporten fra Underudvalget for miljø og sundhed.

… men bekymring for skader

Der er ikke desto mindre stigende bekymring for, at pesticidernes skadelige virkninger ved anvendelse i praksis vil vokse. Dette blev i 1987 omsat i Pesticidhandlingsplanen, som indeholdt en målsætning om at nedbringe bekæmpelsesmiddelforbruget for derigennem (Miljøstyrelsen, 1997):

• at beskytte mennesker mod sundhedsmæssige risici og skadevirkninger som følge af brugen af bekæmpelsesmidler. Dette gælder såvel for brugerne af midlerne som for befolkningen i almindelighed, der må sikres mod indtagelse via levnedsmidler og drikkevand,
• at beskytte miljøet – dvs. såvel harmløse organismer som nytteorganismer blandt flora og fauna på landjorden og i akvatiske miljøer.

Det blev i handlingsplanen fastsat, at der skulle ske en halvering af det samlede forbrug samt en styring af forbruget over mod mindre farlige midler (boks 1).

Det blev præciseret, at reduktionen af bekæmpelsesmiddelforbruget skulle ske dels ved en opprioritering af rådgivningsindsatsen, dels ved en intensiveret forskning i begrænsning af forbruget af bekæmpelsesmidler. Det blev endvidere præciseret, at forbruget af midler med særligt betænkelige sundheds- og miljømæssige egenskaber skulle opgøres særskilt som led i kontrol med forbruget. Endvidere blev der indført en 3 procents afgift på pesticidforbruget til finansiering af de iværksatte initiativer.

Allerede i 1987 blev reglerne ændret, således at der ikke længere kunne ske godkendelse af midler, der måtte vurderes som særligt farlige for sundheden eller særligt skadelige for miljøet, ligesom der skulle ske en revurdering af midler, der førhen alene var registreret og klassificeret af Giftnævnet.

Som opfølgning på "Handlingsplanen for et bæredygtigt landbrug" fra 1991 blev det bl.a. besluttet, at indføre krav om sprøjtejournaler, stikprøvevis eftersyn af sprøjter, samt at den del af undervisningen af landmænd m.fl., som tidligere havde været frivillig, skulle gøres obligatorisk, ligesom der blev fastsat retningslinier for anvendelse af pesticider i miljøfølsomme områder.

Pesticidhandlingsplan fra 1986

Boks 1.
Hovedindholdet i Pesticidhandlingsplanen fra 1986

Afgiften skærpet i 1996

I 1996 blev afgiften på pesticider skærpet [4] og differentieret mellem pesticidtyper (herbicider, fungicider og insekticider). Der er ikke inden for disse grupper differentieret mellem pesticidernes miljøskadelige egenskaber. Differentieringen formodes derfor først og fremmest at have substitueret over mod billige midler frem for at reducere forbruget af farlige midler.

Målvariabel et kompromis mellem det ideelle og hvad der kan administreres

Af praktiske grunde er det valgt at knytte målsætningen til jordbrugets forbrug af pesticider og til behandlingshyppigheden, som med rimelig sikkerhed kan måles i praksis. Ved at fokusere på forbruget af pesticider fremfor på virkningerne for miljø og sundhed, er målsætningen imidlertid distanceret fra de primære målvariable, hvilket gør styringen af miljøbelastningen usikker. Det ideelle ville være, hvis målsætningen kunne fastlægges i forhold til den påførte skade på sundhed og miljø, men på grund af de ovennævnte begrænsninger vil valget af målvariable ofte være et kompromis mellem det ideelle, og hvad der kan administreres i praksis.

Problemet med at måle skadevirkningen sætter snævre grænser for valget af målvariable for miljø og sundhed. Mens pesticidernes virkning på det naturgivne miljø fx kan udtrykkes ved frekvensen af udvalgte planter eller dyrearter i områder, der grænser op til dyrkede arealer, er det straks vanskeligere af fastlægge mål for pesticidanvendelsens sundhedsmæssige virkning. Sammenhængen mellem brugen af pesticider og menneskelig sundhed er som nævnt kun afklaret i begrænset omfang, og ofte vil det være vanskeligt at kvantificere pesticidernes skadelige virkninger.

Tilnærmede mål for skadevirkning

Man er derfor i praksis henvist til at bruge tilnærmede mål (proxier) for pesticidernes skadevirkning, som fx graden af forurening af grundvandet, midlernes giftighed, risiko for udvaskning eller - som tilfældet er i pesticidhandlingsplanen - den anvendte mængde af aktivt stof. Det er klart, at sikkerheden i styringen af pesticidernes skadevirkninger aftager, jo længere væk målet er fra den reelle skadevirkning. Som beskrevet senere er det imidlertid også vigtigt, at styringen af pesticidanvendelsen relaterer sig til produktionen på en måde, som jordbrugeren kan forholde sig til.

OECD (1997) foreslår, at pesticiderne klassificeres miljømæssigt i risikogrupper baseret på deres mobilitet i jorden, nedbrydelighed og giftighed. Ved at kombinere dette med oplysninger om standarddoser pr. ha vil det være muligt at få et udtryk for midlernes potentielle skadevirkning. Dette løser imidlertid ikke problemet med at fastlægge et acceptabelt niveau for anvendelse af midlerne, som beror på, at sammenhængen mellem midlernes giftighed og de heraf afledte sundhedsskader kendes.

Tærskelværdier for forurening af grundvandet

De ovennævnte problemer førte til fastsættelse af tærskelværdier for tilladte koncentrationer af pesticider i grundvandet, hvilket i praksis betyder, at der ikke måtte findes målelige mængder i drikkevandet efter de daværende målemetoder. Sådanne grænser er et eksempel på en prioritering, som ikke tager hensyn til den toksikologiske fare for skade, og som derfor udelukker en økonomisk afvejning med andre løsninger som fx rensning af drikkevandet. Problemstillingen tages op nedenfor under omtalen af forsigtighedsprincippet.

Den hidtidige omtale har implicit bygget på, at der er ét mål, som skal tilfredsstilles. I virkeligheden er der tale om en række delmål, som ønskes opfyldt samtidig: Anvendelse af pesticider indebærer risiko for både natur og sundhed, og ofte vil der være tale om et kompliceret samspil mellem forskellige effekter, som må sammenvejes til et fælles mål. Eksempelvis kan brugen af insekticider have betydning for antallet af byttedyr i naturen og dermed for livsgrundlaget for højere dyrearter. Samtidig kan forurening af grundvandet med pesticidrester medføre fare for forgiftning af mennesker og husdyr. Hvilken vægt skal de forskellige skadevirkninger tillægges? Skal skader på menneskelig sundhed vægtes højere end skader på dyr og natur? Dette spørgsmål tages op i næste afsnit i relation til værdisættelse af miljøgoder.

3.2.2 Værdisætning af pesticid-eksternaliteter[5]

Samfundsmæssig vurdering kræver værdisætning af sundheds- og miljøgoder

Som beskrevet ovenfor bør regulering af jordbrugets pesticidanvendelse i princippet baseres på en samfundsmæssig vurdering af de økonomiske og miljømæssige virkninger af brugen af pesticider, hvor målet er at optimere samfundets velfærd. En sådan vurdering vanskeliggøres af, at økonomiske og miljømæssige hensyn ikke umiddelbart er sammenlignelige: Forbruget af markedsførte goder kan udtrykkes i kroner og øre, mens pesticidernes miljøvirkning fx kan være udtrykt ved antal vilde planter i et område, manglende forekomst af en given fugleart eller koncentrationen af pesticidrester i grundvandet. Vi står således overfor at skulle vægte forskellige miljømål mod hinanden og vurdere disses velfærdsmæssige betydning i forhold til velfærdstabet ved begrænsning af forbruget af producerede goder. Grundlaget for en sådan vægtning vil ofte være værdisættelse af miljøgoderne.

Økonomisk værdisætning skal afspejle befolkningens præferencer

Økonomisk værdisætning bygger på, at der i planlægningen af politikken er et ønske om, at samfundets ressourcer skal anvendes i overensstemmelse med befolkningens præferencer. Værdisætning af miljøgoder er et forsøg på at tilføre den politiske beslutningsproces informationer om styrken af befolkningens præferencer for forskellige miljøgoder – udtrykt ved den hypotetiske betalingsvilje for disse goder. Man søger med andre ord at måle, hvor stort markedsmæssigt forbrug, befolkningen vil være villig til at opgive til gengæld for en nærmere bestemt forbedring af miljøets kvalitet. Når et miljøgodes værdi på denne måde er opgjort i pengeenheder, er det muligt at sammenholde gevinsten ved at frembringe eller bevare godet med de omkostninger, dette indebærer.

Forbrugeren må vælge

Det er en grundlæggende økonomisk opfattelse, at knappe goder, der har alternative anvendelser, ikke kan være gratis i samfundsmæssig forstand. Det gælder både producerede goder og miljøgoder, og det bygger på, at forbrugeren må vælge, når ikke alle behov eller ønsker kan tilfredsstilles. Anvendes der flere ressourcer (i form af arbejdskraft og kapital mv.) til miljøformål, har det samfundsmæssige omkostninger i form af færre ressourcer til produktion af varer og tjenester til forbrug. Omvendt må der regnes med, at øget produktion af materielle goder alt andet lige vil reducere miljøkvaliteten.

Cost-benefit betragtning

Betragtningen bag værdisætning af miljøgoder er, at såfremt der kan sættes priser på sådanne goder, vil det være muligt at gennemføre en cost-benefit analyse, hvor ændringer i værdien af producerede goder sammenlignes med ændringer i værdien af miljøgoder, og derigennem vurdere de velfærdsmæssige konsekvenser af at regulere jordbrugets pesticidanvendelse.[6] En sådan analyse vanskeliggøres af, at fremtidige generationers præference principielt bør inddrages i analysen, ligesom der må tages hensyn til grænseoverskridende forurening.

Som grundlag for sådanne vurderinger er der principielt to mulige tilgangsvinkler til værdisætning: Den præferencebaserede metode, hvor man søger at måle folks betalingsvilje for miljøgoder, og den ikke-præferencebaserede metode, der typisk ser på de samfundsøkonomiske omkostninger ved at genoprette miljøskader.

Præferencebaserede metode

Præferencebaseret metode

Sigtet med den præferencebaserede metode er at identificere folks betalingsvilje for ikke-markedsgoder. Problemet er, at de fleste miljøgoder har karakter af offentlige goder, for hvilke der ikke eksisterer et marked,[7] dvs. der mangler instrumentet til at sætte prisen på godet. Denne situation betegnes ofte som en markedsfejl. Ved værdisætning ud fra den præferencebaserede metode søger man at løse dette problem enten ved gennem interviews af forbrugere at identificere deres betalingsvilje for de pågældende goder (direkte metode) eller ved at iagttage forbrugernes efterspørgsel efter markedsgoder, der knytter sig til forbruget af ikke-markedsgoder (indirekte metode).

Som eksempel på direkte værdisætning nævner Dubgaard & Østergaard (1999) en hollandsk undersøgelse af betalingsviljen for biodiversitet ved fredning af lavbundsarealer (Brouwer & Slangen, 1998), hvor man gennem en betinget værdisætningsundersøgelse søger at tilvejebringe et monetært estimat af de gevinster, som den øvrige befolkning opnår ved dyrkningsaftaler. Betalingsviljen omfatter brugs- såvel som ikke brugsværdi af planter og fugle i disse områder. Blandt andre eksempler nævnes Oskam & Slangen (1997), der fokuserer på gevinsterne ved implementering af et beskyttelsesprogram for landskaber, hvor landbrug er den primære aktivitet, samt en undersøgelse af bevarelse af åbent land (hagmark) i Sverige i begyndelsen af 90erne (Drake 1992).

Som eksempel på indirekte værdisætning nævner Dubgaard et al. (1998a), at værdien af et rekreativt område kan tænkes fastlagt ud fra forbrugernes udsagn om, hvad der er villige til at betale for at besøge området (rejseomkostningsmetoden). Måling af rekreative værdier ud fra forskelle i huspriser i forskellige rekreative miljøer er ligeledes et eksempel på indirekte værdisætning.

Ikke-præferencebaserede metode

Ikke-præferencebaserede metode

Sigtet med den ikke-præferencebaserede metode er at estimere den samfundsmæssige værdi af et miljøgode ud fra omkostningerne ved at genoprette miljøskader. Udgangspunktet for analysen er en forudsætning om, at der er fastlagt bestemte politiske grænser for forureningen (fx indholdet af kemikalier i drikkevand), samt at de samfundsøkonomiske omkostninger ved at realisere de politiske målsætninger afspejler den værdi, som forbrugerne tillægger de pågældende miljøgoder.

Som eksempel på en sådan værdisætning kan nævnes en dansk undersøgelse af de teknologiske og økonomiske muligheder for at rense drikkevandet (Chrintz 1997), som kommer frem til, at udgifterne til rensning af drikkevand ved hjælp af kulfilteranalyse beløber sig til 3 kr./m³. For pesticider, der kun kan udskilles ved osmose, beløber udgifterne sig til 6-7 kr./m³. Det anføres i undersøgelsen, at nogle typer pesticider og deres nedbrydningsprodukter er det endnu ikke muligt at rense for.

Dubgaard et al. (1999) refererer tillige en igangværende dansk undersøgelse, hvor man søger at opgøre fremtidige besparelser inden for drikkevandsforsyningen ved ophør med pesticidanvendelse i Danmark. Der lægges i denne sammenhæng vægt på, at kommende tab som følge af tidligere tiders pesticidanvendelse ikke kan forhindres ved ophør med pesticidanvendelse fremover, idet dette set ud fra en økonomisk betragtning er "sunk cost". Målet er således at opstille en alternativ omkostningsberegning, der alene omfatter de samfundsmæssige besparelser, man kan forvente ved at ophøre med pesticidanvendelse fremover. En sådan beregning kræver skøn over, i hvilket omfang de pesticider, det i dag er tilladt at anvende, vil give anledning til grundvandsforurening, og hvilke tidshorisonter, der er tale om.

Sammenfatning

Sammenfatning

Kravet til værdisætning beror i høj grad på, om der skal ske afvejning mellem økonomiske hensyn og miljøværdier, eller man på forhånd har fastlagt det miljøpolitiske mål. Har man som udgangspunkt lagt sig fast på, at pesticidforureningen ikke må overstige visse tærskelværdier (fx 0,1 m/liter grundvand), er det principielt uden interesse at forsøge at værdisætte miljøgevinsten. Opgaven består i dette tilfælde i at opnå det fastlagte mål på den mest efficiente måde, dvs. at finde den metode, der sikrer opfyldelse af målet til lavest mulige omkostninger. Som eksempel på en sådan analyse kan nævnes rensning af drikkevand versus forbud mod anvendelse af pesticider. Metoden udelukker afvejning mellem økonomiske og miljømæssige hensyn.

Er målet derimod at afveje økonomiske hensyn og miljøværdier er der behov for at værdisætte miljøgevinsterne. Kriteriet for, om en løsning er samfundsmæssig acceptabel er i dette tilfælde, at de opnåede miljøgevinster er større end de økonomiske tab ved sikring af miljøgevinsterne. Den ovennævnte analyse af fremtidige besparelser inden for drikkevandsforsyningen ved ophør med pesticidanvendelse er et eksempel på en sådan værdisætning, hvor besparelserne tages som mål for forbrugernes vurdering af værdien af pesticidfrit drikkevand. Ved at sammenligne disse med omkostningerne ved ophør med brugen af pesticider fås et udtryk for cost-benefit ratioen, der skal være mindre end én for at være samfundsmæssig acceptabel. En sådan analyse sikrer at benefits er større end costs, men giver ingen garanti for samfundsmæssig optimalitet.

Forudsætningen for samfundsmæssig optimalitet er som tidligere nævnt, at de marginale miljøgevinster er lig de marginale omkostninger ved at forbedre miljøet. Der er således behov for at kende værdien af miljøgevinsterne ved ændret forurening for at pege på den optimale løsning. Dette stiller særlige krav til værdisætningen af miljøgoder, som yderligere vanskeliggøres af, at analysen principielt skal omfatte virkningerne for både sundhed og det omgivne miljø for at få et samlet billede af samfundets gevinster ved begrænsning af pesticidanvendelsen. Det stiller således meget store krav til værdisætningen at udpege den samfundsmæssigt optimale løsning på jordbrugets pesticidanvendelse.

Det skal endelig anføres, at værdien af miljøgoder må forventes at variere med befolkningens økonomiske velstand. Miljøgoder tillægges generelt større vægt i befolkningsgrupper med høj end med lav indkomst, hvilket understreger problemerne ved at overføre resultater af værdisætningsundersøgelser fra ét land til et andet.

3.2.3 Forsigtighedsprincippet

Forsigtighedsprincippet er knyttet til usikkerhed omkring:

- optimal pesticidanvendelse

Måling af pesticidernes effekt på miljø og sundhed er behæftet med betydelig usikkerhed. For det første er der usikkerhed forbundet med at fastlægge den optimale anvendelse af pesticider i jordbruget, hvor bl.a. tidspunktet for behandlingen er essentiel. I perioder med stærke skadeangreb kan en forsinket behandling udløse behov for ekstra kraftig dosering for at opnå det ønskede resultat, mens det i perioder med få angreb af skadevoldere kan være vanskeligt at dosere tilstrækkeligt fint (kun en del af afgrøden er angrebet, men af praktiske grunde sprøjtes hele arealet). Hertil kommer, at der er usikkerhed forbundet med landmandens økonomiske resultat på grund af udsving i høstudbyttet. Det ligger således i planlægningen af produktionen og moniteringen af pesticidtilførselen en usikkerhed, som også vil afspejle sig i skadevirkningen.

- omfang af forurening

For det andet er der usikkerhed om, i hvilket omfang pesticider anvendt i jordbruget ender i grundvandet og fødekæden, og hvornår dette kan forventes at ske. Den tidsmæssige usikkerhed betyder, at der i vurderingen af skadens omfang må tages hensyn til fremtidige generationers behov.

- virkning for sundhed og miljø

For det tredje er der usikkerhed om midlernes skadevirkning for menneskelig sundhed og for miljøet, hvor videngrundlaget i mange tilfælde er mangelfuldt.

I det følgende behandles forsigtighedsprincippet i relation til disse usikkerheder.

Definition af forsigtighedsprincippet

Forsigtighedsprincippet …

… giver forrang til miljøet

Den potentielle skadevirkning af pesticidanvendelsen er genstand for bekymring i brede kredse af befolkningen og blandt mange naturvidenskabelige og medicinske eksperter. For at forebygge miljø- og sundhedsskader har man i Danmark og EU valgt at fastlægge restriktive grænseværdier for indholdet af pesticider i drikkevand og fødevarer.[8] Usikkerheden om virkningen af skadelige stoffer i vandmiljøet har endvidere ført til, at der i en række internationale traktater og deklarationer om beskyttelse af miljøet er indbygget aftaler om, at hensynet til miljøet skal have forrang i tilfælde, hvor der er usikkerhed om udfaldet - det såkaldte forsigtighedsprincip.

Forsigtighedsprincippet er oprindeligt udviklet i tysk miljøret, hvorfra det bl.a. via Nordsøkonventionen fandt vej til EU-traktaten. På tysk taler man om "vorsorge", egentligt forebyggelse, og princippet indebærer, at man orienterer tilrettelæggelsen af samfundets aktiviteter (produktion, energiforsyning mv.) mod at forebygge især irreversible miljøproblemer, før de opstår. For en nærmere beskrivelse henvises til Boehmer-Christiansen (1994) og Zimmermann (1990).

Forsigtighedsprincippet er indskrevet i internationale aftaler …

Begrebet omtales i konklusionerne fra den første Nordsøkonference i Bremen i 1984, og selve princippet indskrives i ministerdeklarationerne fra de efterfølgende Nordsø-konferencer (se rammen). Princippet er siden inddraget i en række andre internationale aftaler (Miljøstyrelsen, 1998b).[9]

Forsigtighedsprincippet "Accepting that, in order to protect the North Sea from possible damaging effects of the most dangerous substances, a precautionary approach is necessary which may require action to control inputs of such substances even before a causal link has been established by absolutely clear scientific evidence". Ministerdeklaration for den anden Nordsø-konference i 1987

Kilde: Miljøstyrelsen (1998b)

… og i EU-politikken …

Der er ligeledes en formulering af forsigtighedsprincippet indskrevet i EU-traktaten fra 1992 (Maastricht-traktaten), hvor det præciseres, at Fællesskabets politik på miljøområdet tager sigte på et højt beskyttelsesniveau under hensyntagen til de forskelligartede forhold, der gør sig gældende i forskellige områder af EU. Forsigtighedsprincippet indgår her sammen med principperne om forebyggende indsats, indgreb over for miljøskader ved kilden og forureneren betaler, idet det fremgår af traktatens artikel 130 R stk. 3, at der ved udarbejdelse af Fællesskabets politik tages hensyn til (Miljøstyrelsen, 1998b s. 6):

• eksisterende videnskabelige og tekniske data
• de miljømæssige forhold i de forskellige områder i Fællesskabet
• fordele og ulemper ved foranstaltningens gennemførelse eller undladelse af at gennemføre den
• den økonomiske og sociale udvikling i Fællesskabet som helhed og den afbalancerede udvikling i dets områder

Der er således ikke indbygget klausuler om, at indgreb overfor skader på miljøet skal afvente videnskabelige beviser. Forsigtighedsprincippet er dog formuleret mindre vidtgående i Maastricht-traktaten end i de ovennævnte internationale aftaler.

… men kun indirekte i dansk lovgivning

Forsigtighedsprincippet er ikke nævnt direkte i den danske lovgivning, men tankegangen afspejles i de indledende bemærkninger til fx Miljøbeskyttelsesloven: "Loven skal medvirke til at værne om natur og miljø, så samfundsudviklingen kan ske på et bæredygtigt grundlag i respekt for menneskets livsvilkår og for bevarelsen af dyre- og plantelivet" (Miljøstyrelsen, 1998b s. 2). Målsætningen om pesticidfrit drikkevand er ligeledes udtryk for, at forsigtighedsprincippet har fundet vej til lovgivningen.

Begrundet usikkerhed om skadelige virkning

Det centrale i forsigtighedsprincippet er, at en begrundet usikkerhed om miljøfremmede stoffers skadelige virkning i sig selv kan være anledning til indgreb, selvom der ikke foreligger endegyldige videnskabelige beviser. Baggrunden er de relativt strenge krav, der stilles for at kunne løfte et videnskabeligt bevis, sammenholdt med kompleksiteten i de miljøfremmede stoffers interaktion med natur og sundhed, hvor de mulige multivariate sammenhænge ofte er vanskelige at dokumentere. Tidsfaktoren spiller også en rolle her, idet sammenhængene først kan dokumenteres ex-post, hvorved muligheden for at undgå miljøeffekterne er begrænset. Men forsigtighedsprincippet har en bredere betydning, som også indebærer en forpligtelse til koordineret forskning og udvikling af nye og mindre miljøbelastende teknologier.

Risiko og usikkerhed i økonomisk analyse

I den økonomiske teori skelnes der mellem risiko og usikkerhed, hvor risiko bruges om udfald, der kan beskrives ved en statistisk sandsynlighedsfordeling, mens usikkerhed betegner udfald, hvor der ikke er noget erfaringsgrundlag at bygge på, eller hvor udfaldsrummet ikke kan afgrænses. I beskrivelsen af problemstillingen bruger Dubgaard et al. (1998b) eksemplet, at der gennem dyreforsøg kan udledes statistiske sandsynligheder for sammenhæng mellem brug af pesticider og forekomsten af kræft hos dyr, men at overførsel af sådanne resultater til risikovurdering for mennesker hviler på antagelser, der ikke kan testes til bunds, da eksperimenter med mennesker er udelukket. Effekten for mennesker af en tilsvarende behandling er derfor usikker.

Usikkerhed

Optimal miljøpolitik under risiko

Den grundlæggende miljøøkonomiske model bygger på, at miljøet opfattes som et forbrugsgode på linie med producerede varer og tjenester, og at forbruget må kombineres på en måde, så der sikres maksimal samfundsmæssig velfærd. Modellen bygger endvidere på, at den marginale nytte er aftagende med stigende forbrug, og at der er negativ sammenhæng mellem produktionen af producerede goder og miljøgoder (stigende produktion giver stigende skader på miljøet). Den optimale samfundsmæssige løsning er derfor sikret, når den marginale skadevirkning på miljøet er lig de marginale omkostninger ved at reducere forureningen. Analysen forudsætter, at miljøskaden kan værdisættes, således at skade og omkostning kan sammenlignes.

I praksis vil der være usikkerhed om miljøeffekten. Kendes sandsynligheden for et givet udfald, er det muligt at beregne den marginale skadevirkning under forskellige forudsætninger med hensyn til forbrugernes risikovurdering. Dette er illustreret i figur 3.1, der viser den optimale miljøpolitik under risiko ved kendt sandsynlighedsfordeling. De kraftigt optrukne kurver viser henholdsvis de marginale skadevirkninger (MD) og marginale omkostninger (MC) ved øget forurening. MD-kurven er her tilknyttet en sandsynlighedsfordeling, der viser den statistiske fordeling af et givet udfald, og hvor kurven E(MD) er det centrale skøn for den marginale skadevirkning.

Figur 3.1
Samfundsøkonomisk optimal miljøpolitik under risiko

Man kan imidlertid forestille sig, at beslutningstageren er risikoavers og derfor tillægger afvigelser over E(MD) større vægt end afvigelser under kurven. Han vil derfor ikke regne med den simple middelværdikurve, men med kurven F(MD). Den optimale løsning vil i så fald ikke være F, men F*. Målt i forhold til den risikoneutrale forbruger vil der derfor være et indkomsttab svarende til den markerede trekant, som den risikoaverse forbruger er villig til at betale for at opnås større sikkerhed. Dette er en risikopræmie, han betaler for at opretholde det højere sikkerhedsniveau svarende til F(MD). Der er ikke tale om egentlig usikkerhed, men alene om risikoaversion.

Optimal miljøpolitik under usikkerhed

I mange tilfælde står man overfor at skulle tage beslutning om miljøpolitikken uden at have et egentligt statistisk grundlag for at vurdere miljøskadernes omfang. I økonomisk terminologi kaldes dette beslutningstagning under usikkerhed, dvs. der foreligger ikke en statistisk sandsynlighedsfordeling for skadernes omfang. Dette er illustreret i figur 3.2, hvor den samfundsmæssigt marginale skadefunktion kun er kendt i intervallet 0 - F. Ved større skader kan den marginale skadefunktion være lodret (A) eller vandret (B) eller ligge der imellem (sandsynlighedsfordelingen er ukendt). Man står således i en situation, hvor der ikke er videnskabeligt grundlag for at sige noget om sandsynligheden for skadens omfang (bortset fra at den forventes at ligge i rummet mellem den lodrette og den vandrette kurve (A og B)). I en sådan situation er det mest sandsynligt, at den risikoaverse forbruger vælger at satse på forureningsniveauet F, som er den sikre løsning, men til høje marginale omkostninger (N_c), mens den risikovillige forbruger vælger løsningen F'. Trekanten C i figuren illustrerer meromkostningerne ved at vælge forureningsniveauet F fremfor F', der skal holdes op mod de opnåede miljøgevinster.

DØR (1998) anfører med reference til Arrow & Hurwicz (1972), at det under usikkerhed er rationelt at basere beslutningen på ekstreme udfald, der giver det minimale eller maksimale udfald. Som eksempel på beslutningskriterier nævnes "maximin " og "maximax", der udtrykker den størst opnåelige velfærd ved henholdsvis store og små miljøskader[10] under hensyntagen til omkostningerne ved alternative indgreb overfor miljøforureningen. Metoden er en alternativ måde at betragte forsigtighedsprincippet på, hvor beslutningstagere, der har aversion mod usikkerhed, vil foretrække maximin-kriteriet (pessimistisk vurdering), mens den risikovillige beslutningstager vil foretrække maximax-kriteriet (optimistisk vurdering).

Figur 3.2
Miljøpolitik under risiko og usikkerhed

Valg af beslutningskriterier

DØR (1998) peger samtidig på, at maximin og maximax kriterierne er egnede instrumenter til at udpege forskningsområder, hvor der bør gives topprioritet til at opnå ny erkendelse og dermed reducere usikkerheden. Det centrale i problemstillingen er at få indsnævret udfaldsrummet for hændelser under usikkerhed, og det vil derfor være mest hensigtsmæssigt at satse på at forbedre videngrundlaget omkring de ekstreme udfald end på at analysere mellem-scenarierne, siges det i rapporten.

Forbrugersuverænitet

Dubgaard et al. (1998b, s. 3f) har med udgangspunkt i den foreliggende litteratur analyseret problemerne omkring beslutning under usikkerhed. Et af nøgleordene er forbrugersuverænitet, dvs. forbrugernes ret til at fastholde en skepsis overfor anvendelsen af visse stoffer i fødevareproduktionen, selv om der ingen videnskabelige belæg er for, at disse stoffer er farlige. "Forskning i risikoopfattelser og –adfærd viser", siges det, "at folks vurderinger af forskellige riskokofaktorer kan være vanskelig at forklare ud fra de rationalitets- og konsistensantagelser, som økonomisk teorier forudsætter" (Buschena & Zilberman, 1994). Pearce (1994) refereres for en række eksperimenter, der viser, at folk tillægger hændelser, de bedre kan forestille sig, større sandsynlighed end hændelser, de har svært ved at forestille sig. Endvidere er der ofte en forvrænget opfattelse af små sandsynligheder, som enten overvurderes eller undervurderes.

Rationel opdatering af subjektive vurderinger

Dubgaard et al. (1998b, s. 4) refererer imidlertid også til forskning, der sigter mod at forbedre beslutningsgrundlaget under usikkerhed. Konklusionen er, at individer foretager rationel opdatering af deres subjektive vurdering på baggrund af information om de objektive sandsynligheder, efterhånden som der fremkommer yderligere information omkring kemiske stoffers potentielle skadevirkninger og andre potentielle årsager til skaden.

Irreversibilitet

Irreversibilitet omfatter:

Den ovennævnte diskussion har i overvejende grad fokuseret på beslutning under risiko og usikkerhed. Valg af miljøpolitik er imidlertid også påvirket af irreversibilitet i beslutningsgrundlaget. Det kan have relation til økonomiske faktorer, hvor beslutninger om iværksættelse af større investeringer i oprensning af miljøskader vil være bindende for fremtidige beslutninger. Det kan også skyldes biologiske faktorer, hvor undladelse af indgreb kan medføre akkumuleret skadevirkning, som det senere ikke er muligt at rette op på. Endelig kan det have relation til den politiske beslutningsproces, hvor politikerne af troværdighedsgrunde vil have vanskeligt ved at ændre politikken, når der først er lagt en politisk linie. Man kan således tale om økonomisk irreversibilitet, biologisk irreversibilitet samt manglende beslutningsfleksibilitet, der alle kan oversættes til økonomiske termer.

- økonomisk irreversibiltet

Økonomisk irreversibilitet vedrører situationen, hvor bekæmpelse af forurening indebærer investering i tekniske anlæg, der efterfølgende vil have karakter af 'sunk cost', dvs. investeringsbeløbet vil ikke kunne genindvindes gennem salg af investeringsgodet. Et eksempel er investering i vandrensningsanlæg til fjernelse af pesticidrester fra drikkevandet. Er der først investeret i sådanne anlæg vil det – indtil anlægget er teknisk afskrevet – reducerer mulighederne for at indføre andre former for beskyttelse af drikkevandet, idet omkostningerne ved investeringen skal afholdes under alle omstændigheder.

- biologisk irreversibilitet

Biologisk irreversibilitet har relation til situationen, hvor skadevirkningen afhænger af den akkumulerede forurening, og hvor der løbende akkumuleres forurening i naturen som følge af, at naturens regenereringsevne overskrides. Fuldstændig irreversibilitet er en situation, hvor forureningen ikke kan fjernes af naturens egne biologiske processer (fx. tungmetaller), eller hvor forureningen medfører udryddelse af dyre- eller plantearter. Skaden af den akkumulerede forurening har i dette tilfælde karakter af 'sunk cost' idet skaden ikke automatisk genoprettes, når tilgangen af forurenende stoffer ophører. Intermediær irreversibilitet er udtryk for en situation, hvor naturens regenereringsevne er mindre end tilgangen af forurening. Forurening af naturen med kvælstof, fosfor og pesticider er eksempler på delvis reversibel forurening, hvor naturen i betydeligt omfang vil være i stand til at genskabe et godt miljø, hvis tilgangen af forurenende stoffer ophører.

- manglende beslutnings irreversibilitet

Manglende beslutningsfleksibilitet har relation til muligheden for at ændre politikken, når der én gang er foretaget et politisk valg. Begrebet er udtryk for graden af fleksibilitet i beslutningsprocessen, hvor både tidsfaktoren og frekvensen af ændringer i politikken indgår. Man taler således om manglende tidsmæssig fleksibilitet, hvis beslutningen skal tages nu eller aldrig, mens muligheden for at udskyde beslutningen giver tidsmæssig fleksibilitet. Manglende fleksibilitet kan som nævnt skyldes, at politikerne er bundet af tidligere beslutninger (irreversibilitet), mens det i andre sammenhænge vil være muligt at justere politikken hen ad vejen (reversibilitet).

Muligheden for at vente med at tage beslutning vil i visse sammenhænge have en selvstændig værdi (optionsværdi), som må indgå i beslutningsgrundlaget. Optionsbegrebet er hentet fra den finansielle sektor, hvor det er muligt at udtage en option på køb af en vare på et forud aftalt tidspunkt til en forud aftalt pris. Man sikrer sig med andre ord, at varen kan erhverves til den fastlagte pris, men hvorvidt optionen reelt udnyttes vil afhænge af, om den aftalte pris ligger lavere end markedsprisen. Er dette ikke tilfældet, vil køber vælge at købe til markedsprisen. For denne sikkerhed betaler køber en præmie (optionsværdien), der er prisen på at have fleksibilitet i beslutningsprocessen.

Option på fremtidige valgmuligheder

Anvendelse af optionsbegrebet på miljøproblematikken bygger på, at der er irreversibilitet til stede enten i form af biologisk eller økonomisk irreversibilitet. Optionsværdien relaterer sig til muligheden for at vælge forskellige politikker i fremtiden, dvs. der er fleksibilitet i beslutningsprocessen. Er der tale om biologisk irreversibilitet (miljøskaden kan ikke genoprettes), vil optionsværdien relatere sig til, at kun begrænsninger i miljøforureningen i dag vil give fremtidige valgmuligheder. Kriteriet for at vælge optionen er, at den opnåede nytte ved at have en fleksibel løsningsmulighed skal være større end de hermed forbundne omkostninger.

Beslutning nu eller " vent og se"

Christensen (1999) har analyseret sammenhængene mellem usikkerhed, irreversibilitet, beslutningsfleksbilitet og optionsværdi. Analysen er gengivet skematisk i figur 3.3, hvor usikkerhed, irreversibilitet og fleksibilitet er rangordnet hierarkisk. Er der sikkerhed omkring udfaldet[11] vil beslutningsgrundlaget i alle tilfælde være det konventionelle økonomiske mål NPV (Net Present Value), som udtrykker den tilbagediskonterede værdi af fremtidige gevinster og tab ved politikken. Er der derimod usikkerhed om det fremtidige udfald, vil resultatet afhænge af, om der er økonomisk eller biologisk irreversibilitet, samt om der er fleksibilitet i beslutningsprocessen. Sidstnævnte er udtrykt i figuren ved at beslutningen kan udskydes (vent og se) eller må foretages her og nu (nu). Er der usikkerhed om udfaldet, og foreligger der økonomisk og/eller biologisk irreversibilitet, og er der tillige mulighed for at vente med beslutningen, vil der foreligge en optionsværdi, som må inddrages i beslutningsgrundlaget (udtrykt ved NPV+option). I de øvrige tilfælde vil beslutningerne alene bero på NPV.

Figur 3.3
Beslutningsgrundlag under usikkerhed, reversibilitet og fleksibilitet
Kilde: Udviklet på grundlag af Christensen (1999 s. 91f)

Som eksempel på en situation, hvor en optionsværdi påvirker beslutningsgrundlaget, nævner Det Økonomiske Råd reduktion af CO₂-udslip for at forebygge fremtidige drivhuseffekter (DØR, 1998, p. 241). Grundlaget for problemstillingen er, at CO₂-skaden antages at være irreversibel. Ved at reducere CO₂-udslippet i dag opnås en ekstra mulighed (option) for på et senere tidspunkt at udnytte ny viden om drivhuseffektens skader. Hvis ny viden viser, at skadens omfang er stor, har man allerede indført begrænsninger. Hvis den ny viden omvendt viser, at skadens omfang er begrænset, vil der være mulighed for at lempe politikken. Optionsværdien relaterer sig således til muligheden for at undgå skader som følge af drivhuseffekten, som vil være gået tabt ifald der ikke var grebet ind over for CO₂-udslippet på et tidligt tidspunkt.

Forurening med pesticider en irreversibel proces

Overført på pesticidproblematikken kan optionsbegrebet illustreres ved forurening af grundvandet med pesticidrester. En sådan forurening er - i hvert fald i et vist omfang - irreversibel, idet det vil tage mange år at retablere rent grundvand, når skaden først er sket. Da der imidlertid i øjeblikket er betydelig usikkerhed om skaden ved en sådan forurening, kan det være relevant at opretholde fleksibilitet med hensyn til valget af politik. Optionen består således i at vælge mellem at begrænse forureningen i dag (fx. gennem restriktioner på jordbrugets anvendelse af pesticider) eller vente med at gribe ind med deraf følgende fare for akkumulering af skadelige stoffer i grundvandet. Vælges sidstnævnte løsning fortabes muligheden for at få en miljøgevinst, idet forureningen i høj grad er irreversibel.

Den ovennævnte problemstilling er parallel til forsigtighedsprincippet, hvor man "for en sikkerheds skyld" vælger at gribe ind over for forureningen. Det skal i denne sammenhæng bemærkes, at optionsværdi kan være til stede uanset om beslutningstageren er risikoneutral eller –avers, men at risikoaversion vil påvirke størrelsen af optionsværdien. Høj risikoaversion vil således fremskynde begrænsning af forureningen, hvis denne er irreversibel.

Stærk, moderat og svag forsigtighed

Stærk, moderat og svag forsigtighed

Pearce (1994) og O'Riordan & Cameron (1994) forsøger at komme nærmere en konkretisering af forsigtighedsprincippet ved at opdele det i svag, moderat og stærk forsigtighed. Det stærke forsigtighedsprincip er karakteriseret ved, at økonomiske hensyn er underordnet miljøhensyn. Synspunktet er, at risikable/usikre teknologier som hovedregel bør forbydes uanset omkostningerne. Det moderate forsigtighedsprincip lægger også vægt på at eliminere risici ved valg af teknologi, men inddrager et proportionalitetsprincip om, at omkostningerne ikke må være uforholdsmæssigt store, mens det svage forsigtighedsprinicip nærmer sig den traditionelle økonomiske cost-benefit tankegang om, at der skal ske en afvejning af størrelsen af risici og omkostninger ved risikobegrænsende miljøindgreb.

Dubgaard (1999) har forsøgt at konkretisere de tre begreber yderligere:

1. Det stærke forsigtighedsprincip omfatter både risiko og usikkerhed. Begrebet foreskriver, at samfundet helt skal afholde sig fra aktiviteter, der indebærer mulige risici på miljøområdet - uanset omkostningerne, dvs. økonomiske hensyn er helt underordnet miljøhensyn. Et totalforbud mod pesticider kan betragtes som udtryk for et stærkt forsigtighedsprincip.
    
2. Det moderate forsigtighedsprincip inddrager ligeledes risiko og usikkerhed. Indgreb foretages ved (bestyrket) mistanke om skadelighed, men under hensyntagen til omkostningerne. Økonomiske hensyn kommer ind gennem anvendelse af et proportionalitetsprincip, der kræver, at omkostningerne ikke må være "uforholdsmæssigt" store. Det senere omtalte nul-plus scenario kan betragtes som en anvendelse af det moderate forsigtighedsprincip.
3. Det svage forsigtighedsprincip vedrører en situation, hvor risici skal være dokumenteret og kvantificeret, før der tages stilling til forbud eller regulering.

I den amerikansk økonomiske litteratur findes en pendant til et sådant forsigtighedsprincip i form af Safety First Rules (Buschena & Zilberman, 1994), der kan tolkes som operationelle kriterier for beslutningstagen under risiko. I modsætning til forventet nytteteori kan der her tales om en tommelfingerregel for forsigtig beslutningsadfærd, som forudsætter, at der er tale om kvantificerbare risici. Reglerne giver derfor ikke nogen anvisning på, hvordan man skal forholde sig ved beslutninger, der er forbundet med usikkerhed i betydningen ikke-kvantificerbare sandsynligheder. Der anvendes økonomiske optimeringsprincipper under en restriktion om, at risici skal holdes inden for nærmere bestemte tærskelværdier.

Veterinære standarder, sanitære og fytosanitære regler

Endelig skal det bemærkes, at forsigtighedsprincippet kommer til udtryk i fastsættelse af veterinære standarder og fastlæggelse af sanitære og fytosanitære reguleringer. Sigtet er at beskytte menneske-, dyre og planteliv mod spredning af sygdomme. Sådanne reguleringer er genstand for international overvågning, hvor kriteriet er, at reguleringerne skal implementeres på en måde, så de minimerer de negative virkninger på den internationale handel. Det gælder endvidere, at reguleringer skal begrundes med udgangspunkt i videnskabelige principper, undersøgelser og risikovurderinger. Mærkning med henblik på at fremme afsætningen af "særlige miljøvenlige produkter" (Øko-mærkning) er ligeledes et udtryk for et forsigtighedsprinicip, der sigter mod at påvirke forbrugernes adfærd til fordel for miljøvenlige produkter. En sådan mærkning er tilladt, forudsat at den ikke indebærer diskrimination med hensyn til produkternes oprindelse.

Sammenfatning

Sammenfatning

Problemet ved at fastlægge en balanceret samfundsmæssig løsning på regulering af pesticidernes skadevirkninger ligger i, at der ofte savnes videnskabeligt begrundede data for skadernes omfang og sandsynligheden for, at disse opstår. I en sådan situation tilsiger forsigtighedsprincippet, at hensynet til miljøet bør gives forrang frem for økonomiske og andre samfundshensyn, dvs. man vælger det sikre for en sikkerheds skyld. Men også dette valg har en pris, som må betales af samfundet.

Det er i det foregående vist, at forudsætningen for at kunne pege på en samfundsmæssig balanceret miljøpolitik er, at der foreligger en begrundet viden om skadens omfang og sandsynlighed for, at denne vil opstå. Valget af politik vil imidlertid også bero på beslutningstagerens villighed til at påtage sig en risiko. En risikoavers beslutningstager vil almindeligvis vælge en mere restriktiv miljøpolitik end en mindre risikoavers beslutningstager, også selv om dette indebærer et økonomisk tab. Det er imidlertid væsentligt at gøre sig klart, at set med beslutningstagernes øjne vil der i begge situationer være tale om et balanceret valg, hvor miljø og økonomiske hensyn holdes op mod hinanden. Forskellen ligger i, at den risikoaverse beslutningstager er mere villig til at påtage sig et økonomisk tab for at opnå større sikkerhed omkring beskyttelse af miljøet.

I mange tilfælde savnes imidlertid velbegrundede data for forureningen og skadernes omfang, dvs. beslutningstageren står i en usikker situation, hvor der reelt ikke er et grundlag at tage beslutning på. Den risikoaverse beslutningstager vil i den situation ofte vælge den ekstreme løsning at forbyde forurening "for en sikkerheds skyld", mens den mere risikovillige beslutningstager måske vil gå til den anden yderlighed og se bort fra muligheden for skadevirkninger. Som anført ovenfor, vil det i denne situation være rationelt at basere beslutningen på ekstreme udfald, der giver det minimale eller maksimale udfald. Der peges imidlertid på vigtigheden af, at der gennem forskning skabes et bedre videngrundlag om de ekstreme udfald, således at usikkerheden om udfaldene indsnævres.

Valget af politik er imidlertid også påvirket af irreversibilitet i systemet. Det kan skyldes, at når der først er investeret i miljøbeskyttende anlæg, eller de producerende virksomheder har tilpasset sig miljørestriktioner, vil det indebære omkostninger at ændre politikken (økonomisk irreversibilitet), eller at miljøskaderne akkumulerer som følge af at tilgangen af forurenende stoffer overstiger naturens regenereringsevne (biologisk irreversibilitet). I sådanne situationer får tidsfaktoren en særlig betydning, idet muligheden for at udskyde beslutningen kan have en selvstændig værdi, som må indgå i beslutningsgrundlaget. Beslutningstagers risikoaversion vil også i dette tilfælde påvirke resultatet, idet høj risikoaversion generelt vil trække i retning af at udskyde lempelser i forureningsbegrænsningen.

Forsigtighedsprincippet må således ses i et bredere perspektiv, hvor både usikkerhed og irreversibilitet inddrages i beslutningsgrundlaget, og hvor økonomiske og miljømæssige hensyn afvejes overfor hinanden.

3.2.4 Vurdering

Vurdering

Regulering inddrager økonomiske og miljømæssige virkninger

Regulering af jordbrugets pesticidanvendelse bygger på en overordnet vurdering af de økonomiske og miljømæssige virkninger af brugen af pesticider. Udgangspunktet er, at den samfundsmæssigt højeste velfærd, og dermed det optimale forureningsniveau, opnås, når de samfundsmæssige omkostninger ved yderligere at reducere forureningen netop er lig den samfundsmæssige gevinst ved reduktion af forureningen. Heri ligger også, at det sjældent er optimalt at stile mod, at der ingen påvirkning må være af miljøet uden hensyntagen til de økonomiske konsekvenser. Omvendt er ensidig maksimering af det økonomiske udbytte uden hensyntagen til miljø- og sundhedsskadelige virkninger heller ikke optimal.

Vanskeligt at fastlægge skadelige virkninger

Et af problemerne ved at fastlægge en optimal miljøpolitik på pesticidområdet ligger i, at det er vanskeligt at fastlægge de skadelige virkninger på sundhed og miljø. Sammenhængene mellem brugen af pesticider og menneskelig sundhed er kun afklaret i begrænset omfang, og ifølge underudvalget for miljø og sundhed vil det ofte være vanskeligt at kvantificere pesticidernes skadelige virkninger. Man er derfor i praksis henvist til at bruge tilnærmede mål for pesticidernes skadevirkning. Set i forhold til den nuværende målsætning (halvering af pesticidforbruget) er der imidlertid en række muligheder for at gøre politikken mere målrettet. Det vil fx. styrke resultatet, hvis der i højere grad tages hensyn til behovet for en geografisk differentieret indsat, hvor lokale miljøforhold - herunder særlige hensyn til miljøfølsomme områder - inddrages, ligesom det vil fremme målsætningen, hvis indsatsen koncentreres omkring midlernes giftighed og risiko for eksponering af mennesker fremfor generelt at begrænse forbruget af pesticider.

Samfundsmæssig optimal løsning kræver værdisætning af miljøgoder

Sikring af en samfundsmæssig optimal løsning kræver værdisætning af sundheds- og miljømæssige gevinster ved begrænsning af pesticidforbruget, således at disse kan holdes op mod de økonomiske omkostninger ved reguleringen. Problemstillingen vanskeliggøres af, at værdisætningen principielt skal omfatte virkningerne for både sundhed og det omgivne miljø for at få et samlet billede af de samfundsmæssige gevinster. Dette stiller meget store krav til værdisætning, som den nuværende forskning og viden på området vanskeligt kan honorere. Man vil derfor i praksis være henvist til at opgøre omkostningerne ved udvalgte politiske tiltag og sammenholde disse med udvalgte målvariable for den opnåede miljøgevinst. Det vil således bero på en politisk vurdering, hvorvidt gevinsterne står mål med omkostningerne. Er målet fastlagt på forhånd, er problemstillingen mere enkel, idet opgaven i så fald alene vil bestå i at finde den billigste måde at regulere pesticidforbruget på.

Valget af politik beror på beslutningstagers risikovurdering

Valget af politik beror også på beslutningstagernes vurdering af risikoen ved de sundheds- og miljømæssige skader som følge af jordbrugets pesticidanvendelse, herunder om skadevirkningerne er irreversible, eller naturen kan forventes at genoprette skaden, når forureningen ophører. Usikkerheden om skadevirkningerne har ført til synspunktet, at man hele tiden skal prøve at holde sig på den sikre side (forsigtighedsprincippet). Det skal imidlertid i den forbindelse ikke overses, at det at vælge det sikre kan have en pris i form af tabt produktion og forbrugsmulighed, som må bæres af samfundet. Tankegangen ved anvendelse af forsigtighedsprincippet er at søge at undgå irreversibile effekter, som kan vise sig endnu mere omkostningstunge.

Behov for at vurdere problemstillingen i bredt perspektiv

Der er derfor behov for at vurdere problemstillingen i et bredere perspektiv, hvor såvel hensynet til sundhed og miljø som de økonomiske konsekvenser inddrages. De foregående analyser viser, at der i den økonomiske teori kan findes støtte for valg af politik under forhold, hvor skaden på miljøet er kendetegnet af usikkerhed og irreversibilitet, ligesom teorien giver retningslinier for, hvor der skal sættes ind for at reducere usikkerheden i beslutningsgrundlaget.

3.3 Regulering af pesticidanvendelsen

Mål: landmanden skal inddrage hensynet til miljø i sin planlægning

Formuleringen af miljøpolitiske tiltag bør som nævnt tage udgangspunkt i en afvejning af samfundsmæssige gevinster og tab ved brugen af pesticider. Det er væsentligt i denne sammenhæng, at beslutningen med hensyn til brugen af pesticider ligger hos landmanden, som stiler mod privatøkonomisk optimering. Opgaven består således i at formulere en politisk ramme for landmandens udfoldelsesmuligheder, således at han inddrager hensynet til miljøet i sin planlægning og derigennem sikrer, at der opnås en samfundsmæssigt acceptabel løsning.

I det følgende omtales kort principperne bag udformningen af miljøpolitiske tiltag, herunder fastlæggelse af reguleringsgrundlaget og valg af målvariable til brug for vurdering af politikkens effekt. Endvidere gives der en oversigt over forskellige styringsmidler samt disses egnethed til styring af pesticidforbruget.

3.3.1 Reguleringsgrundlaget

Reguleringen skal være målrettet miljøproblemet

Reguleringen må overordnet tage udgangspunkt i det miljøproblem, der ønskes løst. Relaterer problemet sig til skader på befolkningens helbred som følge af brugen af pesticider, må reguleringen principielt fokusere på mindskning af disse skader. Er problemet derimod relateret til skader på naturgrundlaget, vil de relevante målvariable være den vilde flora og fauna. Da sådanne skader kan ligge langt fra forureningskilden (jordbrugets anvendelse af pesticider), og sammenhængene mellem pesticidanvendelse og skadevirkning ofte er diffus, vil man i praksis være henvist til at bruge tilnærmede målvariable (proxier) for pesticidernes skadevirkning.

Vanskeligt at formulere målvariabel

Man står her overfor det problem, at usikkerhed omkring pesticidernes skadevirkning gør det vanskeligt at definere en relevant målvariabel. Vælges en målvariable nær skadelidte, vil den måske udtrykke skadens omfang rimeligt præcist, men sammenhængen mellem skadens kilde og målvariabel vil være diffus. Vælger man omvendt en målvariabel nær skadekilden, vil sammenhængene mellem målvariabel og skadens omfang være usikker. Da det er væsentligt, at brugeren kan forholde sig til den valgte målvariabel i sin planlægning af produktionen, vælger man ofte i praksis en målvariabel tæt ved forureningskilden vel vidende, at der vil være usikkerhed omkring sammenhængene mellem målvariabel og skade. Målet om halvering af jordbrugets pesticidforbrug er et eksempel på et sådan kompromis: Målet har direkte relation til produktionen, og det kan overvåges løbende. Problemet er, at det er vanskeligt at begrunde sammenhængen mellem forbrug og skade videnskabeligt, hvorfor det let får karakter af et politisk valg.

Der foreligger imidlertid en række muligheder for at forbedre reguleringsgrundlaget. I en analyse af pesticidregulering i landbruget peger SJFI (1998b) på, at reguleringen kan gøres mere målrettet, hvis pesticidernes egenskaber (toksicitet og risiko for udvaskning) samt den geografiske fordeling af pesticidanvendelsen inddrages i reguleringsgrundlaget. Sidstnævnte er begrundet med, at faren for forurening af grundvandet og skader på naturen varierer stærkt med de naturgivne forhold.

3.3.2 Reguleringsinstrumenter

Regel- eller afgiftsstyring

Ved valg af reguleringsinstrument skelner man mellem regler og afgifter, hvor regelstyring sigter mod at lægge begrænsninger på, hvad brugeren må gøre, mens afgifter virker ved økonomisk at favorisere (eller de-favorisere) en given adfærd. Hertil kommer regulering med kvoter, hvor der lægges mængdemæssige begrænsninger på brugerens forurening eller produktionsaktivitet. Pålægges den enkelte bruger en fast kvote, har reguleringen karakter af regelstyring, mens kvoter kan sidestilles med afgifter, såfremt kvoterne gøres omsættelige.

Valget skal tage hensyn til både miljø og økonomi (efficiens)

Udgangspunktet for valget er, at reguleringen skal være efficient, dvs. at miljømålet opnås med lavest mulige omkostninger. Valget skal således tage hensyn til både virkningen for miljøet og til de økonomiske konsekvenser af reguleringen.

Ved valg af afgifter ligger problemet i at fastlægge det rette afgiftsniveau, som sikrer opfyldelse af miljømålet. Da brugeren forventes at optimere privatøkonomisk under hensyntagen til den pålagte afgift, er en afgift et økonomisk effektivt styringsmiddel, som vil sikre en samfundsøkonomisk optimal anvendelse af ressourcerne.[12]

Vælges det i stedet at lægge mængdemæssige restriktioner på miljøpåvirkningen (regelstyring), vil man umiddelbart opfylde miljømålsætningen, mens det økonomiske resultat er usikkert. For at være økonomisk effektivt skal de mængdemæssige restriktioner tilpasses den enkelte bedrifts afkastningsevne.[13]

I forhold til miljøregulering svarer kvoter til mængdestyring. Gøres kvoterne omsættelige, vil handel mellem effektive og mindre effektive producenter sikre en økonomisk optimal fordeling af kvoterestriktionerne. Kvoter er vanskeligere at anvende ved differentieret skadetryk, og for at være effektive, må kvoterne løbende tilpasses produktivitetsudviklingen i erhvervet.

Ved valg af instrument må der imidlertid også tages hensyn til de administrative omkostninger forbundet med anvendelse af instrumenterne. En generel afgift på pesticider er i almindelighed let at administrere, den kan pålægges i salgsleddet, og den kræver ikke overvågning af producenternes adfærd i modsætning til fx en kvote, der kræver kontrol med producenternes forbrug. Det samme gælder restriktioner på det sprøjtede areal, overholdelse af sprøjtefrie bræmmer og andre mængdemæssige begrænsninger på forbruget af pesticider. Erfaringerne fra EU's mælkekvote viser endvidere, at etablering af et marked for omsættelige kvoter kræver et betydeligt administrativ apparat for at fungere i praksis.

Anvendelse af afgifter er således i administrativ henseende mindre krævende end regelstyring og indebærer, at der er et provenu til staten. Problemstillingen er illustreret i figur 3.4, hvor MPV-kurven angiver producentens efterspørgselen efter pesticider ved forskellige prisniveauer. Det optimale forbrug før afgift (Q) er bestemt af prisen P. Lægges der afgift på, øges prisen til T, og forbruget falder til Q'. Afgiftsprovenuet svarer således til det skråt skraverede areal, mens producentens tab svarer til hele det skraverede areal. Den markerede trekant er udtryk for producentens tab ved fuld tilbageføring af provenuet.

 (3 Kb)

Figur 3.4
Virkning af afgift på pesticidforbruget

Forurener-betaler princippet

Anvendelse af afgifter rejser spørgsmålet om tilbageførelse af afgiftsprovenuet til erhvervet. Set ud fra en økonomisk synsvinkel bør provenuet anvendes på en måde, så der opnås størst mulig velfærd for samfundet, og der er ikke noget direkte argument for tilbageføring, dvs. reguleringen er i overensstemmelse med forurener-betaler princippet. Vælges det at tilbageføre provenuet til producenterne, er det vigtigt, at dette sker uafhængigt af produktionen for ikke at påvirke reguleringens effektivitet. Det er imidlertid klart, at det ikke vil være muligt at give fuld kompensation ved en sådan tilbageføring - alene af den grund, at det samlede tab for producenterne vil være større end provenuet (illustreret ved den markerede trekant i figur 3.4).

Figur 3.4 kan ligeledes benyttes til at illustrere virkningen af en kvote. Sættes kvoten lig Q', vil T angive skyggeprisen på produktet, dvs. det skråt skraverede areal angiver det beløb, producenten er villig til at betale for kvoten Q', når prisen er P. Udloddes køberettighederne initialt gennem salg af kvoter (omsættelige kvoter), får staten provenuet af salget. Hvis kvoterne derimod uddeles gratis (eksempelvis på basis af det hidtidige forbrug), vil det svare til, at provenuet tilbageføres til producenten i forhold til den individuelle kvotes størrelse. Værdien af kvoten forbliver i dette tilfælde i erhvervet. Den fuldt optrukne trekant i figuren er udtryk for det beløb, producenten er villig til at betale for at øge kvoten fra Q' til Q.

Afgiftsstyring

Afgiftsstyring

Et af problemerne ved anvendelse af afgifter er, at de normalt vil være knyttet til prisen på produkterne, og at der ikke er nogen direkte sammenhæng mellem prisen på et middel og dets miljøbelastning. Ældre midler, hvor udviklingsomkostningerne m.m. er afskrevet, vil alt andet lige kunne markedsføres billigere end nyere midler. Det skal endvidere bemærkes, at anvendelse af afgifter og kvoter kan være vanskelige at administrere inden for et åbent marked som EU, hvis der er tale om væsentlige begrænsninger i forbruget.

Valg af afgiftsgrundlag

Det har været diskuteret, om man kunne basere afgiften på et bedre grundlag end prisen på midlerne, hvor følgende alternativer har været drøftet:

1) Belastningsindeks. Det ideelle grundlag ville være at opgøre miljøbelastningen for de enkelte midler under en gennemsnitlig anvendelse i Danmark. Anvendelse af belastningsindeks rejser imidlertid spørgsmålet om belastning af hvad? Ved udformning af et samlet belastningsindeks må man prioritere mellem forskellige miljø-effekter, eksempelvis sundhed, grundvand og biodiversitet. Disse effekter er kun delvis belyst, og det vil tildels være et politisk spørgsmål, hvordan de skal vægtes i forhold til hinanden. Prioriterer man ét problem, fx grundvand, meget højt, kan det forskyde brugen over mod midlerne med effekter på andre områder.

2) Mængden af aktivt stof. En afgift pr. kg aktivt stof vil favorisere minimidler i forhold til ældre midler, men man har her samme problem som ved værdiafgifter, at der ikke er nogen direkte sammenhæng mellem vægt og giftighed.

3) Standarddosis (behandlingshyppighed). Standarddosen er fastlagt af producenten af midlerne, men kontrolleres af Danmarks JordbrugsForskning i Flakkebjerg. Standarddosis varierer i visse tilfælde mellem afgrøder. Ved god planteværnspraksis er det muligt at anvende mindre end standarddosis. Som anført af Rude (1992), ville en afgift på standarddosis kunne medvirke til at sænke intensiteten i sprøjtningen.

Blandt de ovennævnte afgiftsgrundlag forekommer standarddosis umiddelbart at være et egnet udgangspunkt for regulering. Systemet vil kunne håndteres i salgsleddet, eventuelt kombineret med differentiering af afgiften efter potentiel skadevirkning. Et vægtet indeks for giftighed kan eventuelt udformes således, at der foretages en aggregering af forskellige hensyn, hvor også mængden af aktivt stof kunne inddrages. Anvendelse af standarddosis som reguleringsgrundlag kræver imidlertid afklaring med hensyn til lovgrundlagt, idet loven foreskriver, at der skal tilvejebringes et objektivt og entydigt afgiftsgrundlag.

Folketingets skatteudvalg (1998) har bl.a. peget på, at standarddosis ikke er et entydigt defineret begreb, da det bl.a. vil variere med afgrøden, hvorfor der for hvert af de godt 800 godkendte bekæmpelsesmidler skal træffes et valg om afgiftsgrundlaget. Hertil kommer, at afgiftssatserne skal godkendes ved lov, hvilket indebærer et betydeligt administrativt arbejde i forbindelse med fremkomsten af nye midler. "Umiddelbart er det således tvivlsomt, om behandlingshyppigheden (standarddosis) vil være at foretrække som afgiftsgrundlag fremfor den gældende værdiafgift", siges det. Det skal dog bemærkes, standarddosis benyttes som reguleringsgrundlag i fx. Norge.

Differentieret afgiftsgrundlag

Afgifter er i almindelighed administrativt lette at håndtere, idet de kan pålægges i salgsleddet. Den nuværende afgiftspolitik er allerede gået et stykke af vejen ved at differentiere mellem fungicider, herbicider og pesticider. Opdeles pesticiderne i fareklasser, vil det næppe involvere de store problemer at gennemføre en yderligere differentiering af afgiftsgrundlaget. Afgiftsregulering er imidlertid mindre effektivt, når det gælder geografisk eller regionalt differentieret styring af forbruget, idet mulighederne for at købe pesticider til lavere afgifter i andre dele af landet gør administration og kontrol umulig. En differentieret regulering, hvor der fx kan være behov for at beskytte særligt miljøfølsomme områder, sikres derfor bedre gennem regelstyring, hvor der lægges restriktioner på forbruget af pesticider i de truede områder.

Det har været nævnt, at man i stedet for at regulere pesticidanvendelsen kunne lægge afgift på konventionel produktion. Et sådant tiltag ville kræve certificering af pesticidfrie produkter i lighed med Ø-mærkningen. For at kunne accepteres i international sammenhæng forudsætter det imidlertid, at afgiften ikke er diskriminerende samt at afgifter på ikke-certificerede produkter begrundes i objektive miljø- og sundhedsmæssige forhold (produktstandarder). Der er usikkerhed om, hvorvidt restriktioner begrundet i måden, produkterne er produceret på (produktionsstandarder), vil være forenelig med EU's og WTO's regler.

Regelstyring

Regelstyring en fordel ved geografisk differentieret regulering

Fordelen ved regelstyring er, at man kan regulere pesticidanvendelsen direkte. Regelstyring er derfor velegnet i situationer, hvor der er behov for at differentiere kravene efter de naturgivne forhold. Truslen mod grundvandet afhænger fx af de geologiske forhold. Under ensartede jordbundsforhold kan det være den samlede belastning i området, som er afgørende for forureningen, mens der under uensartede jordbundsforhold kan være større fare for lokal forurening af grundvandsforekomster. Forbud mod anvendelse af pesticider i miljøfølsomme områder er her en løsning, men spørgsmålet er, om en enten/eller løsning er optimal set i relation til de varierende forhold, der hersker i praksis. En alternativ løsning kunne måske være at forbyde produktionen af behandlingskrævende afgrøder i de mest miljøfølsomme områder.

Vanskeligt at sikre økonomisk optimalitet

Problemet ved regelstyring er, at det er vanskeligt at sikre en økonomisk optimal løsning. For at være økonomisk effektiv skal de mængdemæssige restriktioner som nævnt tilpasses den enkelte bedrifts afkastningsevne, hvilket er særdeles vanskeligt for ikke at sige umuligt i praksis. Hertil kommer, at det kræver et betydeligt administrativt apparat at kontrollere pesticidanvendelsen på den enkelte bedrift. Regelstyring er derfor som hovedregel mest egnet som et supplement til økonomiske styringsmidler i tilfælde, hvor der kræves differentierede indgreb overfor jordbrugets pesticidanvendelse.

Kvotestyring

Kvotestyring er en fleksibel form for regelstyring, der samtidig vil sikre en økonomisk fordeling af pesticidforbruget, hvis kvoterne gøres omsættelige. En national kvote kan baseres på at begrænse mængden af aktivt stof, antal

Omsættelige kvoter et efficient styringsmiddel …

standarddoser, antal økotoksikologiske doser, osv. En mulig kvoteordning kunne ligeledes være at udlodde sprøjtekvoter svarende til et bestemt areal fastsat på nationalt niveau. Et system af areal-sprøjtekvoter giver mulighed for at friholde områder for pesticidanvendelse, der af amterne og kommunerne er udpeget til miljøfølsomme områder og drikkevandsområder af særlig interesse. Sprøjtekvoterne på den resterende del af landbrugsarealet kunne gøres omsættelige på samme vis som braklægningsforpligtelserne under EUs fælles landbrugspolitik.

SJFI (1998b) nævner muligheden for at udstede sprøjtetilladelser på grundlag af afgrødesammensætningen (svarende til kvælstofnormerne ved regulering af kvælstofanvendelsen), eller indførelse af et receptsystem for pesticider, hvor køb af pesticider kun tillades for problemafgrøder eller ved dokumenteret risiko for svampe- eller insektangreb. Fordelen ved denne type regulering er, at den i nogen udtrækning kan baseres på det eksisterende varslingssystem (PC-Planteværn). Et receptsystem stiller dog store krav til administration, såfremt minimering af pesticidforbruget baseret på rettidig indgriben skal realiseres. Et andet fundamentalt problem ved anvendelse af et receptsystem kan være opnåelse af de ønskede miljømæssige effekter, med mindre det reelt indføres som en kvote på antal standdarddoser eller lignende. SJFI (1998b) anfører endvidere mulighed for som supplerende foranstaltning at forbyde pesticidanvendelsen i efteråret, hvor faren for udvaskning er større end i vækstperioden.

… men vanskelig at tilpasse differentieret regulering

Anvendelse af kvoteordninger til differentieret regulering af pesticidforbruget kræver i lighed med andre former for regelstyring et administrativt system, der kan identificere brugen af pesticider på detaljeret niveau.

Tilskudsstyring

Tilskudsstyring

Fastlæggelse af kompensation

I stedet for at regulere miljøpåvirkningen gennem afgifts- eller regelstyring vil det være muligt at påvirke producenternes adfærd gennem tilskudsstyring. Som eksempel kan nævnes udbetaling af kompensationer til landbruget for at undlade dyrkning eller begrænse brugen af forurenende stoffer i miljøfølsomme områder. For at fastlægge kompensationen er det nødvendigt at kende landmandens tab ved begrænsning af produktionen, der vil variere fra bedrift til bedrift. Det kan således være vanskeligt at sikre en økonomisk optimal løsning, hvor omkostningerne for det offentlige er minimeret. En alternativ mulighed er at udlicitere kvoter på produktionen eller pesticidforbruget i miljøfølsomme områder mod fast betaling, hvilket sikrer, at det er producenterne med de laveste tab, som vil deltage i ordningen. Problemet ved en sådan licitationsordning er, at det kan være vanskeligt at fastlægge kompensationsniveauet størrelse, således at man netop når den ønskede begrænsning i forureningsniveauet (jf. diskussionen om kvoter ovenfor).

Tilskudsstyring er ikke et relevant alternativ som middel til regulering af pesticiforbruget generelt. For det første vil det være en dyr løsning for samfundet at styre pesticidforbruget gennem tilskud.[14] Hertil kommer, at tilskudsstyring grundlæggende er i strid med forurener-betaler princippet, idet omkostningerne ved ordningen pålægges forbrugeren og ikke forureneren.

Erstatningsansvar

Erstatningsansvar …

Lovgivning, der åbner for, at landmænd, importører og/eller producenter kan gøres økonomisk ansvarlige for de skader, som sprøjtemidler måtte forårsage, kan opfattes som et reguleringsinstrument på linje med kvoter, afgifter m.v. Hensigten med regler om erstatningsansvar er at sikre, at omkostningerne betales af forurenerne, når eventuelle skader konstateres. Men det forhold, at forurenerne skal betale erstatning, vil også (ligesom ved afgiftsregulering) give dem et incitament til at begrænse brugen af farlige sprøjtemidler for derved at reducere risikoen for erstatningsbetaling.

Fordelen ved ansvarsregler (i forhold til anden regulering, herunder afgifter) er, at producenter og brugere tillige får et incitament til at fremskaffe viden om sprøjtemidlernes miljø og sundhedseffekter. Idet forurenerne kommer til at betale omkostningerne, hvis skaderne ved et sprøjtemiddel fejlvurderes, vil de have en klar interesse i at forbedre vidensgrundlaget, før sprøjtemidlet tages i brug. Ved almindelig regulering reagerer forurenerne blot på de vedtagne regler og afgifter. Hvis disse viser sig at være baseret på en undervurdering af sprøjtemidlets farlighed, er det samfundet - og ikke forurenerne - der betaler regningen.

Erstatningsansvar indebærer imidlertid også en række ulemper i forhold til traditionel regulering. For det første vil erstatningsansvar som regel forudsætte, at en klar sammenhæng mellem brug af sprøjtemidlet og skaden kan bevises. Dette kan medføre betydelige administrative omkostninger i forbindelse med sagsanlæg samtidig med, at incitamenternes styrke reduceres, hvis der er en betydelig sandsynlighed for, at forurenerne frifindes. Endvidere vil det forhold, at der normalt går lang tid fra at forurening sker, til at erstatningsbetalingen idømmes, i sig selv kunne svække adfærdsincitamenterne.

… et muligt supplement til anden regulering

Dette kunne tale for at regler om erstatningsansvar for skader ved sprøjtemidler skal ses som et muligt supplement til traditionel regulering og ikke som et alternativ. Midlet er specielt egnet i situationer, hvor en ulovlig eller ikke forskriftsmæssig anvendelse af pesticider har fundet sted.

3.3.3 Vurdering

Vurdering

Differentieret eller generel regulering

Regulering af jordbrugets pesticidforbrug må i videst muligt omfang målrettes de problemer, som er i fokus. Såfremt miljøproblemerne relaterer sig til lokaliseringen af produktionsaktiviteterne bør dette være afspejlet i valget af reguleringsgrundlag. Som eksempel kan nævnes, at en generel reduktion af pesticidanvendelsen på et uændret behandlet areal formentlig vil have væsentligt mindre positiv effekt på flora og fauna, end hvis den samme reduktion i forbruget skete ved etablering af sprøjtefrie randzoner og forbud mod sprøjtning i miljøfølsomme områder. Tilsvarende bør det inddrages i reguleringsgrundlaget, at de enkelte midler er forbundet med forskellig risiko for udvaskning til grundvandet, og at risikoen varierer fra sted til sted.

Reguleringsgrundlaget må afspejle variationen i pesticidforbrugets miljøeffekt

Valget af regulering (og målsætning) skal således være tilstrækkelig detaljeret til at kunne afspejle variationen i pesticidforbrugets miljøeffekt både geografisk og i relation til det enkelte middels virkning. Overfor dette står hensynet til omkostningerne ved administration af politikken. Jo mere detaljeret en politik er udformet, des større kontrol- og administrationsomkostninger vil der almindeligvis være forbundet med politikken. Valget af reguleringsinstrumenter må således bero på en vurdering af ordningernes efficiens, hvor også administrationsomkostningerne inddrages.

Afgifter (og omsættelige kvoter) efficiente ved generel reduktion af pesticidforbruget

Afgifter er i almindelighed lette at administrere, og er målet en generel reduktion af pesticidforbruget, er en afgift også et efficient instrument, idet den sikrer, at reduktionen i pesticidforbruget sker på den økonomisk mest rationelle måde. Det samme gælder anvendelse af kvoter, forudsat at disse gøres omsættelige. Der er i denne sammenhæng peget på muligheden for at differentiere afgiften efter midlernes skadevirkning og risikoen for udvaskning, eventuelt at graduere afgiften i forhold til anbefalet behandlingshyppighed. Der peges endvidere på håndhævelse af erstatningsansvar som et muligt supplement til traditionel regulering.

Regelstyring at foretrække ved differentieret regulering

En generel afgift på pesticidforbruget vil ikke kunne indfri kravet om en differentieret indsats overfor forureningen i geografisk afgrænsede områder. Dette forudsætter anvendelse af regelstyringsinstrumenter, hvor der fx. udstedes forbud mod anvendelse af pesticider i miljøfølsomme områder eller lægges begrænsninger på dyrkning af særligt belastende afgrøder. Problemet ved en sådan politik er, at det er vanskeligt at sikre en økonomisk optimal løsning, ligesom regelstyring generelt er administrativt krævende. Valget af politiske styringsinstrumenter kræver derfor nærmere overvejelser, hvorunder også mulighederne for at kombinere regelstyring med økonomiske instrumenter inddrages.

[4] I 1996-98 androg afgiften gennemsnitligt 15 pct. af grossistprisen før afgiftens indførelse, medens den fra 1. november 1998 er godt og vel fordoblet.

[5] Afsnittet bygger i væsentlig grad på Dubgaard et al. (1998a), Dubgaard (1999) og Dubgaard & Østergård (1999).

[6] Metoden svarer i princippet til den konventionelle velfærdsanalyse, hvor økonomisk velfærd måles ved værditilvæksten i samfundet, men hvor indkomstmålet her tillige omfatter værdien af miljøgoder.

[7] Det afgørende for at der kan ske prisdannelse i et marked er, at den ene forbrugers køb udelukker andre fra at forbruge samme gode (rivalisering), samt at adgangen til markedet er betinget af, at der betales en pris for godet (diskrimination). Offentlige goder opfylder ikke disse forudsætninger og kan derfor ikke prissættes i markedet.

[8] Grænseværdien på 0,1 m/liter er oprindeligt fastsat som den lavest målelige mængde. Den lave grænseværdi er udtryk for en politisk målsætning om, at man ønsker pesticidfrit drikkevand for enhver pris.

[9] Forsigtighedsprincippet indgår fx i Bergen deklarationen om bæredygtig udvikling (1990), Montreal-protokollen om beskyttelse af ozonlaget (1990), FN's rammekonvention om klimaforandringer (1992), Rio-deklarationen om miljø og udvikling (1992) og Konventionen om biodiversitet (1992).

[10] Maximin: For hver politik identificeres det størst mulige nyttetab. Dernæst vælges den politik, hvor dette tab er mindst. Maximax: Man vælger den politik, der giver størst mulig velfærd.

[11] Med usikkerhed forstås her, at udfaldet ikke er kendt (deterministisk bestemt), dvs. begrebet afviger fra den økonomiske fortolkning af begrebet, idet det omfatter både økonomisk teoris usikkerhed og risiko.

[12] Dette gælder dog kun ved anvendelse af generelle afgifter, hvor alle producenter pålægges samme afgift, og hvor der er tale om homogene skader. Ved differentierede afgifter må resultatet vurderes i forhold til de miljøgevinster, der opnås ved differentieringen.

[13] Kriteriet for økonomisk efficiens er, at marginalproduktværdien af pesticidanvendelsen er identisk for alle producenter efter indførelse af reguleringen. Optimalitet af en homogen afgift forudsætter, at der er tale om homogene skader.

[14] Med reference til figur 3.3 vil det umiddelbart ses, at for at få landmanden til at begrænse pesticidforbruget fra Q til Q' vil det kræve, at han som minimum kompenseres for tabet svarende til det samlede skraverede areal inklusive den fuldt optrukne trekant.